Colors: Blue Color

Download hier een pdf van dit artikel.

Zo kan het effect van (recreatieve) scheepvaart in kleine kanalen (watertype M3) tot aangepaste doelen leiden, vergelijkbaar met het effect van scheepvaart in de grote kanalen binnen de KRW-maatlatten (M6, M7). Mede op basis van de opgedane kennis onderzoekt Delfland momenteel of het mogelijk is om andere meetstrategieën te gaan hanteren.

Het onderhouden en uitvoeren van meetnetten is kostbaar. Daarom besteedt Delfland periodiek aandacht aan de vraag of een meetnet nog optimaal is ingericht. Bij zo’n optimalisatie kan men rekening houden met ruimtelijke veranderingen in een beheergebied, nieuwe inzichten etc. en er zo voor zorgen dat de monitoring aan blijft sluiten op vragen vanuit het beleid. Naast een analyse van deze vraagkant is ook een analyse van de antwoordkant nodig: levert de monitoring inzichten en antwoorden waarmee het beleid verder kan?
Als onderdeel van dit proces heeft Ecofide de monitoringsgegevens over de periode 1986-2010 geanalyseerd1. In totaal waren er 1160 macrofauna-analyses beschikbaar afkomstig van 325 verschillende locaties. Deze gegevens zijn gekoppeld aan waterplanteninventarisaties, waterkwaliteitsgegevens en locatiekenmerken (zoals scheepvaart, landgebruik en watertype). De locaties zijn over het gehele beheergebied van Delfland verspreid. Het merendeel (90%) is van het type sloot of kanaal. Daarnaast zijn er ook enkele plassen en grachten in het meetnet opgenomen.

Karakteriseren van stuurfactoren
De 22 mogelijke stuurfactoren verklaarden 21% van de aanwezige variatie in macrofaunagemeenschappen. Dit is een redelijk acceptabel percentage. Zeker gezien het feit dat er in de dataset weinig variatie zit binnen parameters met normaliter een groot effect op de aquatische ecologie zoals zoutgehalte en eutrofiëring. Verder toonde eerder onderzoek2 aan dat gewasbeschermingsmiddelen een belangrijk effect hebben op de macrofaunasamenstelling in het water van Delfland. Aangezien metingen van deze stoffen op veel locaties ontbraken, is deze stuurfactor verwerkt in het type landgebruik (glas/stad/gras/industrie). De belangrijkste stuurfactoren in het gebied van Delfland bleken acuut toxische NOx-concentraties, watertype (kanaal versus sloot), scheepvaartintensiteit en landgebruik te zijn.

Acuut toxische NOx concentraties
De eerste belangrijke stuurfactor met een significant effect op de macrofaunagemeenschap bleek de nitraat/nitriet concentratie (figuur 1). Gelukkig hebben inmiddels landelijke, regionale en lokale inspanningen geleid tot een duidelijke daling in de concentraties over de jaren en is het optreden van acuut toxische nitraat/nitriet concentraties tegenwoordig een incident. Ook de macrofauna lijkt ondertussen op deze verbetering te reageren, waarbij het aantal soorten toeneemt.

1304-08 fig1-monitoring macrofauna delfland
Figuur 1. Het verband tussen verhoogde nitraat/nitriet concentraties en de diversiteit van de macrofauna

Daarnaast zijn, zoals gezegd, watertype (kanaal versus sloot), scheepvaartintensiteit op de kanalen en landgebruik van de sloten belangrijke stuurfactoren voor de macrofaunagemeenschappen. Ook de bedekking met waterplanten reageert op deze factoren, waarbij met name de gesommeerde bedekking van drijvende en submerse vegetatie correleert met de macrofauna samenstelling.

Scheepvaart in kleine kanalen
Hoewel slechts een beperkt aantal formeel als waterlichaam is aangemerkt, zijn vanuit de Kaderrichtlijn Water (KRW) bekeken de meeste kanalen in het beheergebied van Delfland van het watertype M3 (gebufferde regionale kanalen). In de ecologische beoordeling van M3-water wordt vooralsnog geen onderscheid gemaakt op basis van de scheepvaartintensiteit, waar dat onderscheid voor grotere kanalen als M6 en M7 wel een onderdeel van de KRW-maatlat uitmaakt. Door nu ook voor kleine kanalen dit effect te kwantificeren ontstaat inzicht dat gebruikt kan worden bij het opstellen van regionale doelen.
Binnen het beheergebied van Delfland is voor dit onderzoek de scheepvaartintensiteit in vier categorieën ingedeeld; kanalen zonder scheepvaart, kanalen met alleen pleziervaart, kanalen met lichte beroepsvaart zoals tuindersvletten en kanalen met beroepsscheepvaart. In dit laatste geval is overigens ook de diepte van het kanaal duidelijk afwijkend en zullen beide factoren een gezamenlijk effect hebben.
De intensiteit van de scheepvaart bleek de belangrijkste stuurfactor voor de flora en fauna in ondiepe kanalen. Voor de waterplanten neemt het bedekkingspercentage van zowel de drijvende als de submerse waterplanten toe met een afnemende scheepvaartintensiteit. In de meeste locaties blijven deze percentages overigens vrij laag (<10%). Alleen in enkele kanalen zonder scheepvaart is de bedekking met drijvende waterplanten groter. Ook de macrofauna reageert op deze verschillen. Zo neemt het totaal aantal soorten toe van 24 bij kanalen met beroepsvaart naar 35 bij de aanwezigheid van lichte beroepsvaart, 45 bij de aanwezigheid van pleziervaart en 53 in afwezigheid van scheepvaart. Deze toename vindt plaats binnen meerdere groepen zoals libellen, kevers, wantsen, haften en watermijten.

Landgebruik binnen sloten
Delfland monitort enkele honderden sloten op hun flora en fauna. Deze sloten hebben een variërende breedte en lopen door steden, natuur-, landbouw-, industrie- en glastuinbouwgebieden. Statistische analyses maken een helder onderscheid op basis van de diversiteit van de macrofaunagemeenschap, die ook is te correleren aan verschillen in de bedekking door submerse en drijvende waterplanten. De invloed vanuit de verschillende typen landgebruik is moeilijk in één parameter te kwantificeren, maar laat zich wel in meerdere parameters herkennen. Zo is de fosfaatconcentratie in de natuurgebieden duidelijk lager (0,3 t.o.v. 1,1 mg/l), vertoont de oeverhoek een geleidelijk verschil met over het algemeen vrij steile oevers (72°) in stad, industrie en glastuinbouwgebieden en is de nitraat/nitriet concentratie in de glastuinbouwgebied het hoogst (8,2 mg/l versus 0,1 voor de natuurgebieden en 2,1 voor de overige gebieden). Deze relatie tussen oplopende drukfactoren en de macrofauna is in figuur 2 geïllustreerd aan de hand van enkele macrofaunagroepen.

1304-08 fig2 monitoring macrofauna delfland
Figuur 2. Het effect van het landgebruik op enkele macrofaunagroepen in sloten Weergegeven zijn de gemiddelden en de standaard fouten.

Door het grote aantal locaties kon de macrofauna ook binnen de verschillende typen landgebruik nader bestudeerd worden. Hieruit bleek dat in landbouwgebied vooral de breedte van de sloten en de aanwezigheid van gemalen van belang was; dat in industriegebied vooral het doorzicht relevant is en dat in het glastuinbouwgebied bestrijdingsmiddelen een rol spelen.

Macrofauna en waterplanten
De indeling van wateren in kanalen en sloten is een gradueel systeem, waarbij de verschillen tussen een grote sloot en een klein kanaal beperkt zijn. Omdat 90% van de monitoringsinspanning zich binnen Delfland richt op deze lijnvormige wateren zijn de verbanden nader bestudeerd door de bedekking met waterplanten en de soortenrijkdom van de macrofauna met elkaar in verband te brengen (figuur 3). Beide blijken een vrijwel lineaire relatie te vertonen met een toenemende diversiteit van de macrofauna bij een toenemende bedekking door waterplanten. De verschillende macrofaunagemeenschappen zijn hierbij te relateren aan de stuurfactoren scheepvaart en landgebruik. Alleen de sloten in natuurgebied kennen een opvallend soortenrijke macrofauna bij een lage bedekking met waterplanten.
In de figuur zijn bij de macrofauna overigens niet alle soorten gesommeerd. Met name het aantal soorten dansmuggen en oligochaeten vertoont meestal geen relatie met de waterplanten en is in deze optelling niet opgenomen.
Delfland wil in zijn monitoringprogramma meer gebruik gaan maken van deze bewezen correlatie tussen de macrofauna en macrofyten. Verder komt dit inzicht goed van pas bij het opstellen van doelen voor “overig water”.

1304-08 fig3monitoring macrofauna delfland
Figuur 3. De relatie tussen de bedekking met waterplanten en de diversiteit van de macrofauna Weergegeven zijn de gemiddelden en de standaard fouten.

Regionale ecologische doelen
Om de toepasbaarheid van deze analyse bij het opstellen van doelen voor “overig water” te verbeteren zijn ten slotte Ecologische Kwaliteitsratio’s (volgens de KRW-maatlat) berekend voor alle individuele macrofaunamonsters (watertype M3 voor de ondiepe kanalen en M1a voor de sloten; Figuur 4).
Ondiepe kanalen met pleziervaart hebben gemiddeld een 12% lagere EKR-waarde dan kanalen zonder scheepvaart en bij kanalen met lichte beroepsvaart is de EKR-waarde 0,1 punt lager dan zonder scheepvaart. Voor sloten is een vergelijkbare afname te zien op basis van het landgebruik, met de hoogste EKR-waarden in sloten in een natuurgebied. Sloten in een industriegebied, de stad of het landbouwgebied ontlopen elkaar niet veel, maar in het glastuinbouwgebied zijn de EKR-waarden significant lager. Deze waarden zijn overigens gemiddelden uit de hele dataset van 25 jaar. De afnemende druk vanuit de gewasbeschermingsmiddelen2 zal op termijn tot stijgende EKR-waarden kunnen leiden.

1304-08 fig4 monitoring macrofauna delfland
Figuur 4. EKR-waarden voor de verschillende macrofaunagemeenschappen

Vinger aan de pols
De uitgevoerde analyse toont aan dat het belangrijk is om behalve voor beoordeling van de monitoring zelf, ook periodiek tijd te maken om de gegevens integraal te beoordelen. Het verkregen inzicht is nuttig bij het onderbouwen van beleidsrelevante thema’s (zoals regionale doelstellingen), kan leiden tot een meer kosteneffectieve monitoring en levert een vinger aan de pols voor lokale ontwikkelingen. Daarnaast zijn de positieve trends in de tijd een stimulans voor alle samenwerkende partijen om door te gaan met het verbeteren van de waterkwaliteit en zo de zich herstellende ecologie verder te helpen.

Literatuur
1) Ecofide (2011). Stuurfactoren en trends voor de macrofauna in Delfland. In opdracht van het Hoogheemraadschap van Delfland. Rapportnr. 34.
2) Ecofide (2008). Twee decennia monitoring van bestrijdingsmiddelen en Daphnia’s. Een data-analyse voor het beheersgebied van HH Delfland. In opdracht van de RWS-Waterdienst.

0
0
0
s2smodern
Interessant? Deel dit artikel met uw (water)netwerk!
powered by social2s

Download hier een pdf van dit artikel.

Waterretentie en verzadigde  en onverzadigde waterdoorlatendheid zijn de cruciale bodemfysische eigenschappen in modelstudies naar bijvoorbeeld verdroging, klimaatbestendigheid, uitspoeling van mest en nutriënten en gedrag van pesticiden in de bodem. Deze nieuwe schematisatie vervangt de veelvuldig gebruikte PAWN-schematisatie uit 1988. In een publiek-privaat samenwerkingsverband van waterschap Vallei & Eem (inmiddels Vallei en Veluwe), Hoogheemraadschap De Stichtse Rijnlanden en Alterra is een methodologie ontwikkeld om, uitgaande van de Bodemkaart van Nederland, bodemfysische eenheden te genereren die als invoer dienen in modelstudies. Doordat de invoer van deze bodemfysische eigenschappen nu is verbeterd, bestaat er een betere overeenstemming tussen modeluitkomsten en praktijkwaarnemingen. Dit draagt bij aan de acceptatie van modeluitkomsten door gebruikers en vergemakkelijkt daarmee de beleidsuitvoering.

Aanpak
Om te komen tot een adequate en functionele bodemfysische schematisatie zijn in dit project de complete profielen van de 315 bodemeenheden van de Bodemkaart van Nederland, schaal 1 : 50.000, gekarakteriseerd met bodemfysische bouwstenen van de Staringreeks. Vervolgens zijn voor alle eenheden met een relatief eenvoudig hydrologisch model belangrijke functionele kenmerken berekend zoals:
•    de laagste grondwaterstand waarbij een flux van 1 mm/d en een flux van 2 mm/d de onderkant van de wortelzone (bij pF 4.2) nog kan bereiken (kritieke z-afstand bij 1 mm/d en 2 mm/d);
•    het verzadigingstekort bij een flux van 1 en 2 mm/d over de bodemlagen tussen de berekende grondwaterstand en maaiveld;
•    de weerstand voor verticale stroming (C-waarde) van het profiel tussen maaiveld en 1,20 m beneden maaiveld;
•    de horizontale stroming van water (kD-waarde);
•    de hoeveelheid beschikbaar vocht in de wortelzone, onderverdeeld in gemakkelijk opneembaar en moeilijk opneembaar.

De uitkomsten van de berekeningen zijn met een multivariate clusteranalysetechniek geanalyseerd, waarbij de bodemeenheden vervolgens op basis van overeenkomstige kenmerken zijn gegroepeerd in een optimaal aantal clusters. Bij de daarna uitgevoerde nabewerking is erop gelet dat er binnen een cluster behalve overeenkomst in hydrologisch gedrag ook overeenkomst is in profielopbouw.

Conclusies
De clustering zorgde voor een reductie van de 315 bodemeenheden tot 72 bodemfysische eenheden. Deze 72 eenheden zijn afgebeeld op de Bodemfysische EenhedenKaart (BOFEK2012). Het voorkomen van de BOFEK-eenheden is vastgelegd in een landelijk GIS-bestand en per eenheid is een profielschets beschikbaar met een schematische beschrijving van de laagopbouw van het bodemprofiel tot 1.20 beneden maaiveld en de daaraan gerelateerde bodemfysische kenmerken. Deze nieuwe bodemfysische schematisatie vormt een belangrijke, betrouwbare pijler onder modelstudies naar bijvoorbeeld emissies van ammoniak en nutriënten en effecten van veranderingen in water- en bodembeheer. De nieuwe werkwijze resulteert in een gedetailleerde kaart met bodemfysische eenheden, waarbij de bodemkaart nog duidelijk herkenbaar is. Als gevolg van de overgang van de PAWN-schematisatie naar de BOFEK2012 schematisatie treden er verschillen op in grondwaterstanden en verdamping. Deze verschillen hangen samen met de bodemtypen en de onderliggende toekenning van de Staringreeksbouwstenen, maar zijn gemiddeld over een gebied gering.

Download het achtergrondrapport over dit onderwerp:
Alterra rapport 2387: http://edepot.wur.nl/247678

Literatuur
•    Wösten, J.H.M., de Vries, F., Denneboom, J.  & van Holst, A.F. (1988). Generalisatie en bodemfysische vertaling van de Bodemkaart van Nederland 1 : 250 000 ten behoeve van de PAWN-studie. Stiboka rapport 2055, 50 blz.
•    Wösten, Henk, Folkert de Vries, Tom Hoogland, Harry Massop, Ab Veldhuizen, Henk Vroon, Jan Wesseling, Joost Heijkers en Almer Bolman (2013). BOFEK2012, de nieuwe, bodemfysische schematisatie van Nederland. 88 pp. Alterra-rapport 2387

1304-06 BOFEK2012-1ds

0
0
0
s2smodern

Download hier een pdf van dit artikel.

Om het concept in de praktijk te testen wordt op rwzi Bath (Waterschap Brabantse Delta) één van de twee identieke slibgistingstanks omgebouwd voor een thermofiel proces. Voorafgaand aan dit full-scale onderzoek is een pilotonderzoek gedaan, dat in dit artikel wordt beschreven. In de pilot werd gefocust op de adaptatie van mesofiele bacteriën aan de thermofiele omstandigheden bij het omschakelen van het gistingsproces. Bij het verhogen van de temperatuur van 35°C naar 52°C werd het gistingsproces binnen 30 dagen opnieuw stabiel. Vanaf dit punt vertoonde de thermofiele pilotinstallatie een hogere biogasproductie, meer slibafbraak en een grotere vrijstelling van nutriënten. De extra vrijstelling van stikstof en fosfaat biedt goede kansen voor een andere ambitie: nutriënten herwinning.

Duurzaamheidsambities

Hoewel het belangrijkste doel van een rioolwaterzuiveringsinstallatie (rwzi) het verminderen van schadelijke emissies naar waterlichamen is, wordt sinds kort meer aandacht besteed aan energie-efficiëntie, duurzaamheid en kostenbesparing. In dit kader hebben waterschappen zich gecommitteerd aan Meerjarenafspraak 3 (MJA 3) en het klimaatakkoord en zijn veel waterschappen betrokken bij initiatieven als de energiefabriek, RWZI 2030 en NEWater. Doelstellingen hierbij zijn energiebesparing, vermindering van de CO2-uitstoot en nutriënten-terugwinning. Slibgisting is het cruciale procesonderdeel als het gaat om energie-efficiëntie verbeteringen op zuiveringsinstallaties.

Thermofiele vergisting

Bij het anaeroob vergisten van communaal zuiveringsslib wordt organische stof omgezet in biogas. Dit biogas, dat grotendeels bestaat uit methaan, kan door verbranding in biogasmotoren met warmte-kracht-koppeling worden omgezet in elektrische energie en warmte. De opgewekte elektrische en thermische energie kan opnieuw worden ingezet op de rwzi’s. Het is daarom niet verwonderlijk dat waterschappen interesse hebben in het optimaliseren van het slibgistingsproces. Een interessante techniek in dit kader is thermofiele slibgisting.
Bij thermofiele slibgisting vinden de omzettingen plaats bij hogere temperaturen (52-55°C) dan bij mesofiele gisting (30-35°C) (figuur 1). Door de hogere temperaturen worden hogere omzettingssnelheden behaald, waardoor bij gelijke verblijftijden meer biogas wordt geproduceerd. Door de hogere organische- stof-omzetting blijft er minder slib over om verder te verwerken, waardoor ook bespaard wordt op de slibverwerkingskosten.

Eind jaren ’80 waren de verwachtingen van thermofiele vergisting hooggespanen.  De STOWA deed er in 1987-1989 onderzoek naar (project RWZI 2000). In dit onderzoek lag de focus op het vergisten van slib bij een hydraulische retentie van vijf dagen of minder. De resultaten hiervan waren negatief, waarna de aandacht voor (thermofiele) slibgisting op de achtergrond raakte.
Colsen bv werkt sinds 2005 met thermofiele vergisting met een verblijftijd van circa 20 dagen en behaalt bij vergisting van industriële reststromen een organische droge-stof-omzetting van 92–95%.
In de periode 2009-2010 volgde een jaar lang onderzoek naar de thermofiele slibgisting van uitsluitend secundair slib1). Uit dit onderzoek is vast komen te staan dat de organische stof in het secundaire slib van een zeer laag belast actiefslib systeem bij vergisting bij 52°C en 20 dagen verblijftijd voor 50% werd omgezet in biogas. Dit komt overeen met resultaten van thermische drukhydrolyse gevolgd door mesofiele vergisting. Door het lagere energieverbruik, de lagere investeringskosten en de eenvoudige bedrijfsvoering zijn zowel de operationele kosten als de kapitaalslasten van thermofiele slibgisting aanzienlijk beter. De technische, technologische en financiële haalbaarheid van thermofiele slibgisting in Nederland wordt ook door een deskstudie van STOWA onderbouwd2).

Bij de waterschappen is er momenteel behoefte aan een vergelijkend full-scale praktijkonderzoek. Waterschap Brabantse Delta (WBD) wil de slibgisting optimaliseren en extra energie produceren. De installatie van rwzi Bath leent zich uitstekend voor het uitvoeren van vergelijkend full-scale onderzoek naar thermofiele slibgisting vanwege de twee identieke slibgistingstanks3). Om thermofiele slibgisting in de praktijk op rwzi Bath te testen, wordt één van de twee bestaande slibgistingstanks, waarin momenteel mesofiel wordt vergist, omgebouwd voor een thermofiel proces. Eén van de aandachtspunten bij het wijzigen van het slibgistingsproces is de adaptatie van de biomassa.
Voorafgaand aan het full-scale praktijkonderzoek op rwzi Bath is daarom een pilotonderzoek op kleine schaal uitgevoerd door Colsen bv, in samenwerking met WBD. Deze pilot onderzocht onder andere de problematiek rondom het adapteren van het mesofiele slib aan thermofiele omstandigheden.

Overgang van mesofiele naar thermofiele condities

Tijdens het slibgistingsproces wordt zuiveringsslib in een zuurstofloze omgeving door een groot aantal soorten micro-organismen afgebroken en omgezet in biogas. Bij de slibgisting worden voornamelijk twee temperatuurgebieden onderscheiden: mesofiel en thermofiel. De temperatuurgebieden zijn optimaal voor mesofiele of thermofiele bacteriën, maar in het mesofiele slib bevinden zich ook enkele (obligaat) thermofiele bacteriën. 

Wanneer de temperatuur van mesofiel gistingsslib wordt verhoogd naar thermofiele temperatuur, worden de condities gunstiger voor de (obligaat) thermofiele bacteriën. Deze bacteriën gaan meer activiteit vertonen en gaan zich reproduceren, waardoor de samenstelling van het slib wijzigt. De overgang van mesofiele naar thermofiele temperaturen kan door de lage groeisnelheden een lange acclimatiseringsperiode vereisen.

1304-03 fig1 knip

Figuur 1: Thermofiele en mesofiele temperatuurrange versus verblijftijd

In de literatuur worden twee strategieën beschreven voor het adapteren van mesofiel slib aan thermofiele temperaturen: verhoging van de temperatuur in één stap, of stapsgewijsze temperatuursverhoging. Aan de Technische Universiteit Denemarken (DTU) is onderzocht welke strategie de beste is. Uit het Deense onderzoek wordt duidelijk, dat bij de één-stap-strategie sneller een steady-state wordt bereikt dan bij de stapsgewijze temperatuursverhoging (steady-state na resp. 30 en 70 dagen)4). De één-stap-strategie veroorzaakt wel grotere verstoringen in het proces dan de stapsgewijze temperatuursverhoging, zoals sterker stijgende concentratie vetzuren en een sterker dalende pH  Dat maakt een nauwkeurige monitoring noodzakelijk. Toch lijkt voor het ombouwen van een mesofiele in een thermofiele vergister de één-stap-strategie de interessantste.

Pilotonderzoek rwzi Bath

Voor het pilotonderzoek op rwzi Bath werd een 60 liter vergister gebruikt (figuur 2). Deze bestaat uit een geïsoleerde, roestvrijstalen tank voorzien van een top-entry menger. Het digestaat in de vergister wordt continue gemengd en de temperatuur wordt op peil gehouden met behulp van een elektrisch tracingsysteem rond de tank. Het geproduceerde biogas wordt opgevangen in een biogaskolom. In de kolom heerst een onderdruk doordat de kolom elke dag volledig wordt gevuld met aangezuurd water (pH 2), om te voorkomen dat het CO2 uit het geproduceerde biogas in oplossing gaat. Aan de hand van de verplaatsing van het water in de biogaskolommen werd het geproduceerde biogasvolume afgelezen.

1304-03 fig2 LR

Figuur 2: Opstelling pilotinstallatie op rwzi Bath

Voor het onderzoek werd de pilotvergister geïnoculeerd met slib uit de full-scale mesofiele vergister. Na een week bedrijfsvoering onder mesofiele condities, bij een temperatuur van 34,7 ± 1,7°C, werd de temperatuur van de vergister in één stap verhoogd tot thermofiele condities. Daarbij is rekening gehouden met het opwarmen van de full-scale slibgistingstanks. Op rwzi Bath staan twee slibgistingstanks van 5.430 m3. Het is in de praktijk niet haalbaar om deze tanks binnen een dag van 35°C tot 52°C op te warmen. Voor het opwarmen van de pilotvergister is daarom een periode van zeven dagen genomen, waarbij de temperatuur van de reactor elke dag evenredig werd verhoogd (figuur 3).

1304-03 fig3

Figuur 3: temperatuursverhoging pilotinstallatie rwzi Bath

Na het bereiken van thermofiele condities werd de temperatuur constant op 52°C gehouden (51,9 ± 1,6°C). Twee maal trad een temperatuurdaling op door een stroomstoring op de rwzi (figuur 3). De temperatuur in de mesofiele installatie wordt gestuurd op 35°C.

De pilotvergister werd twee maal daags gevoed met een mengsel van ingedikt primair en ingedikt secundair slib (50 : 50 volume%). Dagelijks werden de pH, temperatuur, droge stof (DS), en chemisch zuurstofverbruik (CZV) bepaald van de beide slibstromen in de voeding en in het uitgegiste slib. Wekelijks werd van een verzamelmonster de organische droge stof (ODS) bepaald. De gemiddelde samenstelling van het primaire en secundaire slib is weergegeven in tabel 1.

1304-03 tabel1

Gedurende het hele onderzoek werd de hydraulische verblijftijd in de pilotvergister op 20 dagen gehouden.. De gemiddelde organische stofbelasting in de pilotinstallatie bedroeg 2,0 ± 0,4 kg ODS/m3 reactor.dag-1. De wisselende belasting van de pilotinstallatie wordt veroorzaakt door een variërend droge stof gehalte van het ingebrachte primaire en secundaire slib. 

De gemiddelde hydraulische verblijftijd in de full-scale installatie bedroeg 22,4 ± 10,5 dag, met een gemiddelde organische stofbelasting van 2,19 ± 0,7 kg ODS/m3 reactor.dag-1. De wisselende belasting van de full-scale installatie wordt veroorzaakt door zowel een wisselende hoeveelheid voeding als door een variërend organischestofgehalte van het aangevoerde primaire en secundaire slib.

Opmerkelijk is dat de CZV/ODS verhouding in het primaire slib (1,45 ± 0,25) lager was dan in het secundaire slib (1,50 ± 0,20). Over het algemeen heeft primair slib juist een hogere CZV/ODS verhouding dan secundair slib. Waarschijnlijk heeft de lage verhouding CZV/ODS van het primaire slib te maken met de relatief lange verblijftijd in de afvalwaterpersleiding (AWP) die het primaire slib aanvoert naar rwzi Bath. Door deze lange verblijftijd kan een deel van de gemakkelijk afbreekbare CZV al worden omgezet voordat het slib de rwzi bereikt.

De dagelijkse metingen

Vetzuren en alkaliniteit
Na het verhogen van de temperatuur steeg de concentratie vluchtige vetzuren in de pilotinstallatie van gemiddeld 8,2 ± 0,98 meq/l tot maximaal 64 meq/l, waarbij de verhouding vetzuren/alkaliniteit steeg van 0,08 ± 0,01 tot maximaal 0,46.
27 dagen na het bereiken van de thermofiele temperatuur was de concentratie vetzuren weer gedaald tot een stabiele waarde van 30,3 ± 5,2 meq/l, waarbij de verhouding vetzuren/alkaliniteit was gedaald tot 0,2 ± 0,03. De concentratie vetzuren en de verhouding vetzuren/alkaliniteit in de pilotinstallatie is vanaf het bereiken van de thermofiele condities beduidend hoger dan in de full-scale mesofiele slibgisting (4,4 ± 1,3 meq/l vetzuren, bij een verhouding van 0,06 ± 0,02). Ondanks de hogere concentraties vetzuren en hogere verhouding vetzuren/alkaliniteit, is er geen verzuring opgetreden in de thermofiele vergister.

pH
De pH komt in de thermofiele pilotvergister iets hoger uit dan in de full-scale mesofiele slibgisting (respectievelijk 7,46 ± 0,19 en 7,33 ± 0,1). De hogere ammoniumgehaltes in de thermofiele vergister zijn mede bepalend voor de hogere pH.
Tijdens het onderzoek trad er geen schuimvorming op in de thermofiele vergister.

Droge- en organische stofafbraak
De (organische) drogestofafbraak is berekend aan de hand van de verschillende drogestof- en asrest-bepalingen op de voeding en op het uitgegiste slib.
In tabel 2 worden de gemiddelde drogestof-omzetting, organische drogestof-omzetting, specifieke biogasproducties en methaangehalte van het geproduceerde biogas weergegeven van de full-scale mesofiele vergister en van de thermofiele pilotvergister. Voor de thermofiele pilotinstallatie zijn alleen de resultaten uit de steady-state meegenomen en zijn de resultaten tijdens het adapteren na de temperatuursverhoging buiten beschouwing gelaten. Doordat de pilotinstallatie functioneerde met een gemiddeld kortere hydraulische verblijftijd en lagere ODS-belasting dan de full-scale installatie, zijn de gevonden verschillen (zoals weergegeven in tabel 2) mogelijk een onderschatting.

1304-03 tabel2

  

Deze waarden laten zien dat de afbraak van droge stof van de voeding (primair slib en secundair slib) in de thermofiele pilotvergister (40,8%) hoger is dan in de mesofiele full-scale slibgisting (32,2%). Dit is een toename met een factor 1,27.
De afbraak van organische droge stof van de voeding neemt in de thermofiele vergister toe tot 51,5%, ten opzichte van 41,6% in de full-scale vergister. Dit is een toename met een factor 1,24.
Daarnaast is de biogasproductie in de thermofiele vergister met een factor 1,18 toegenomen ten opzichte van de full-scale vergister, tot 812 l/kg ΔODS. Ook het methaangehalte in het geproduceerde biogas in de thermofiele pilot is een factor 1,08 hoger dan in de full-scale installatie. De gevonden biogasproductie (812 liter per kg verwijderde ODS) is conform de theorie: bij een gemiddelde CZV/ODS verhouding van 1,5 in de voeding, wordt per kg ΔODS 525 liter methaan gevormd. Bij een methaangehalte van 65% komt dit overeen met 807 liter biogas. De specifieke biogasproductie in de mesofiele vergister stemt niet overeen met de berekening. Mogelijk kan dit worden verklaard door de onnauwkeurigheid in de biogasflowmeting.

Nutriëntenvrijstelling
Tijdens het afbreken van organische stof in de slibgisting worden stikstof en fosfaat gemineraliseerd of vrijgesteld als NH4+ en PO43-. De concentratie NH4+ en PO43- in het slibwater is dus ook een maat voor (O)DS-afbraak. In de figuren 4 en 5 worden de concentraties NH4-N en PO4-P na de thermofiele pilotinstallatie vergeleken met de concentraties na de full-scale mesofiele vergister.

1304-03 fig4

Figuur 4: Verloop NH4-N concentratie pilot- (blauw) en full-scale vergister (rood)

 

1304-03 fig5

Figuur 5: Verloop PO4-P concentratie pilot- (blauw) en full-scale vergister (rood)

Na het verhogen van de temperatuur in de pilot vergistingsinstallatie wordt er gemiddeld 1.494 ± 256 mg/l NH4-N vrijgesteld. In de full scale installatie is dit gemiddeld 813 ± 136 mg/l. Ook wordt gemiddeld 529 ± 138 mg/l PO4-P vrijgesteld in de thermofiele pilot, in de full-scale installatie is de gemiddelde vrijstelling 76 ± 33 mg/l. De extra vrijstelling van NH4-N en PO4-P in de pilot komt overeen met een factor van respectievelijk 1,84 en 7,0.
De extra vrijstelling van NH4-N onder thermofiele condities komt qua ordegrootte overeen met de additionele ODS-afbraak en biogasproductie in de thermofiele vergister. De extra PO4-P vrijstelling in de thermofiele pilot is buitenproportioneel en valt deels te verklaren door het feit dat er in de full-scale installatie ijzerzouten worden gedoseerd in verband met H2S in het biogas. Een deel van het gedoseerde ijzer bindt met fosfaat, wat daardoor niet wordt vrijgesteld.

Conclusies en aanbevelingen

Op basis van het pilotonderzoek worden de volgende conclusies getrokken:
•    Het hanteren van de één-stap-strategie bij het verhogen van de temperatuur van 35°C tot 52°C heeft niet tot problemen geleid in de vergister (verzuring, schuimvorming). Het mesofiele slib lijkt zich 30 dagen na het verhogen van de temperatuur geadapteerd te hebben aan de hogere temperatuur, zodat weer een evenwicht ontstaat tussen de zuurvormende bacteriën en de methaanvormende bacteriën.
•    Thermofiele slibgisting leidt tot een betere afbraak van (organische) droge stof dan mesofiele slibgisting. De gevonden ODS-gehaltes en de hoeveelheid geproduceerd biogas komen overeen met de theoretische berekening. De berekening voorspelt dat bij een hogere CZV/ODS verhouding (zoals gebruikelijk bij primair slib) de energieproductie nog verder zal toenemen.
•    NH4-N vrijstelling komt overeen met de verhoogde ODS-afbraak. De PO4-P vrijstelling viel erg hoog uit en is slechts ten dele te verklaren door dosering van ijzer in verband met H2S verwijdering in het biogas. De vrijstelling van P moet worden geverifieerd.
•    De pH in de thermofiele vergister is hoger dan die in de mesofiele vergister. Hierdoor is de kans op scaling in het slib en in de leidingen groter.
•    De toename van de ammoniumconcentratie heeft niet geleidt tot toxische effecten in de thermofiele slibgisting. In industriële thermofiele vergisters leveren NH4-N concentraties van 3.000 mg/l N geen problemen op. 
Vanwege de hoge concentraties NH4-N wordt het terugwinnen van nutriënten via een deelstroombehandeling aantrekkelijk.
•    De hoge concentraties PO4-P in de thermofiele slibgisting maakt het terugwinnen van P via een deelstroombehandeling aantrekkelijk. In hoeverre scaling optreedt als gevolg van de hogere fosfaatgehaltes is niet onderzocht.

De resultaten van het pilotonderzoek lijken perfect te passen binnen de ambities van Waterschap Brabantse Delta. Door de extra organischestofafbraak kan meer energie (elektriciteit en warmte) worden opgewekt. Op rwzi Bath staan momenteel twee WKK’s opgesteld die voldoende capaciteit hebben voor het verwerken van het extra geproduceerde biogas, waardoor investeren in een nieuwe WKK-installatie niet noodzakelijk is. Dit maakt de business case een stuk aantrekkelijker. Ook zullen de slibverwerkingskosten aanzienlijk dalen doordat minder uitgegist slib overblijft.
De extra vrijstelling van nutriënten biedt kansen voor nutriëntenherwinning op de rwzi door deelstroombehandeling van het rejectiewater..
In het full-scale onderzoek, waarbij één van de twee bestaande slibgistingstanks zal worden omgebouwd voor een thermofiel proces, zullen de gevonden cijfers worden geverifieerd. Ook de ontwaterbaarheid van het thermofiel uitgegiste slib zal hierbij onderzocht worden. Begin 2013 gaat het full-scale onderzoek van start. Het project wordt in samenwerking met STOWA uitgevoerd.

Literatuur

  1. Smet, D. (2010). Thermofiele slibgisting past perfect in duurzame slibverwerking. Neerslag 45 nr. 6, 13 – 17.
  2. STOWA 2011-16 Handboek slibgisting.
  3. Waterschap Brabantse Delta, 18 oktober 2011. Innovatieagenda zuiveringsbeheer. Evaluatie 2010, plan 2011-2012.
  4. Bouskova, A., Dohanyosb, M., Schmidta, J. E., & Angelidaki, I. (2005). Strategies for changing temperature from mesophilic to thermophilic conditions in anaerobic CSTR reactors treating sewage sludge. Water Research 39, 1481–1488.
0
0
0
s2smodern

Download hier een pdf van dit artikel.

Bij de behandeling van afvalwater is de verwijdering van stikstof een centraal thema. Niet alleen zijn er steeds strikter wordend, lozingsrichtlijnen, de verwijdering van stikstof is ook nog eens één van de meest kostenintensieve stappen van het zuiveringsprocedé. De klassieke methode voor stikstofverwijdering uit communaal afvalwater is biologische nitrificatie/denitrificatie. Hierbij wordt ammonium via nitriet in nitraat omgezet. Vervolgens zetten denitrificerende bacteriën het nitraat om in stikstofgas. Hierbij wordt veel energie verbruikt voor beluchting tijdens de nitrificatie. In de stap daarna is in veel gevallen onvoldoende biologisch beschikbaar koolstof in het water aanwezig om de denitrificerende bacteriën hun werk te laten doen en is een additionele koolstofbron, zoals methanol, nodig.
Om de energie-efficiëntie van afvalwaterzuiveringen te vergroten, wordt in toenemende mate zuiveringsslib vergist. Bij de vergisting wordt een groot deel van het organische materiaal in het slib omgezet in biogas. Momenteel wordt op circa 90 van de 375 rwzi’s in Nederland slib vergist, zowel slib van de eigen installatie als slib dat van elders wordt aangevoerd.1 Bij vergisting komt het organisch gebonden stikstof vrij in de vorm van ammonium dat in het rejectiewater van de vergister belandt. Terugvoeren van dit hooggeconcentreerde rejectiewater leidt tot een extra stikstofbelasting van het hoofdproces met  10-15%, of in het geval van vergisting van extern aangevoerd slib nog aanzienlijk meer. Op sommige rwzi’s heeft de hoofdzuivering voldoende capaciteit om deze extra belasting te verwerken. Echter, in sommige gevallen is het voordeliger, of door gelimiteerde capaciteit zelfs noodzakelijk, om het rejectiewater in deelstroom te behandelen.


Ammonium verwijdering in deelstroom
Voor verwijdering van de hoge concentraties ammonium uit het rejectiewater zijn verscheidene speciale procesvarianten gecommercialiseerd, waaronder DEMON,  SHARON, SHARON/Anammox en ANITATM. Bij SHARON en ANITA wordt het ammonium niet via nitraat in stikstofgas omgezet, maar via nitriet. Dit heeft als voordeel dat er minder zuurstof wordt verbruikt en dat de aanvullende dosering van koolstof verminderd kan worden. SHARON/Anammox en DEMON gaan nog een stap verder: slechts 55% van het ammonium wordt in nitriet omgezet. Vervolgens wordt met behulp van anaerobe ammonium oxiderende (Anammox)2 bacteriën het resterende ammonium samen met het gevormde nitriet direct omgezet in stikstofgas: de-ammonificatie (Afbeelding 1). Door slechts een deel van het ammonium te oxideren is 60% minder zuurstof nodig en omdat de Anammox bacteriën autotroof zijn, is de toevoeging van een additionele koolstofbron niet meer nodig.

1304-02 fig1 spectraleNitrietmeting

Afbeelding 1: De verkorte stikstofcyclus met Anammox


Nitriet als procesparameter
Bij de-ammonificatie met behulp van Anammox-bacteriën is het beheersen van de nitrietconcentratie in de reactor van groot belang. In het DEMON-proces wordt dit bewerkstelligd door aerobe en anaerobe fasen na elkaar te schakelen. Tijdens de aerobe fase wordt een zuurstofniveau van 0,3 mg/l aangehouden, wat een te snelle nitrietaccumulatie voorkomt en de oxidatie van nitriet tot nitraat onderdrukt. In het SHARON/Anammox proces wordt eerst in het SHARON proces ammonium in nitriet omgezet, en vervolgens wordt dit door Anammox-bacteriën in een anaerob proces omgezet in stikstofgas. In beide gevallen is de beginverhouding tussen ammonium en nitriet van doorslaggevend belang voor het verwijderingsrendement in het Anammox- proces. Om de reactor goed te laten functioneren is daarnaast ook de concentratie van het nitriet van belang, waarbij waardes tussen onder de 40 mg/l worden nagestreefd.
De huidige processturing is voornamelijk gebaseerd op pH, opgelost zuurstof (DO) en elektrisch geleidingsvermogen (EGV).1,3 Hoewel nitriet een veel directere indicator voor de toestand van het proces zou zijn, en beter geschikt is om in een vroeg stadium verstoringen in het proces te onderkennen, wordt deze parameter nog nauwelijks online gemeten. Een reden hiervoor is de beschikbare apparatuur; online metingen van nitriet werden tot voor kort uitgevoerd met ionen-selectieve elektroden of met procesanalysatoren die een geautomatiseerde fotometrische analyse uitvoeren. Beide typen systemen zijn echter lastig in gebruik omdat ze regelmatige kalibratie en onderhoud behoeven.

1304-02-fig2 LR spectraleNitrietmeting

Afbeelding 2: De DEMON-installatie op de rwzi Nieuwegein.

Spectrale meting van nitriet
Bij de implementatie van een nieuwe DEMON-installatie bij de rwzi Nieuwegein (Afbeelding 2), met  procesontwerp en realisatie door Logisticon en Grontmij, is er daarom gekeken naar de mogelijkheid een betrouwbaardere methode te ontwikkelen voor het meten van nitriet in de reactor. Hierbij werd gebruikt gemaakt van in-situ UV-spectroscopie, een bewezen methode om nitriet in afvalwater te meten4. Omdat het gebruik van deze technologie in hooggeconcentreerd rejectiewater uit slibvergisters echter nieuw is, was het noodzakelijk de meetmethode aan te passen en te optimaliseren om te komen tot betrouwbare resultaten in het de-ammonificatie proces.
Voor de ontwikkeling van de online nitrietmeting werd gebruik gemaakt van een s::can spectro::lyserTM spectrometer probe, die het absorptiespectrum van het reactiemedium meet van 200 – 400 nm met een oplossend vermogen van 1 nm. De spectrometer werd direct in de reactor geïnstalleerd en voerde iedere minuut een meting uit. Om voldoende signaal te verkrijgen in het rejectiewater werd een zeer korte meetcel van 0,5 mm gebruikt. Aanvullend werden tussen februari 2011 en januari 2012 steekmonsters genomen die ook op nitriet werden geanalyseerd. Uit een eerste analyse van de resultaten bleek dat de beschikbare algoritmen voor de berekening van nitriet inderdaad niet voldeden, en dat de ontwikkeling van een specifiek algoritme voor meting in rejectiewater noodzakelijk was (zie kader).

1304-02 kader

1304-02 fig3 spectraleNitrietmeting
Afbeelding 3: Verandering in NO2 (zwart), DO (blauw) en pH (rood) over twee cycli in de DEMON-reactor. Iedere cyclus bestaat uit meerdere perioden van nitrificatie (beluchting) en de-ammonificatie (anaeroob).

Gebruik in de praktijk en vervolg
Na implementatie van het ontwikkelde algoritme kon de nitrietconcentratie online tot op een tiende milligram nauwkeurig gevolgd worden. Tijdens een eerste validatieperiode werden de online resultaten beoordeeld ten opzichte van de op basis van DO en pH te verwachten veranderingen (Afbeelding 3), alsmede met behulp van analyse van steekmonsters. Hieruit bleek dat de online nitrietmeting goed functioneert en de verandering van concentraties in het proces correct weergeeft. Bij beoordeling van de nauwkeurigheid, na een kalibratie in het proces, werd correlatiecoëfficiënt R2 = 0.96 gevonden (Afbeelding 4).

1304-02-fig4 spectraleNitrietmeting
Afbeelding 4: Correlatiediagram met online resultaten uitgezet tegen nitrietconcentraties gemeten in het laboratorium

Voorlopig wordt de nieuwe nitrietmeting in Nieuwegein ingezet als bewakingsparameter. De resultaten met de spectrale metingen suggereren echter dat sturing op nitriet op termijn mogelijk moet zijn. Verdere validatie van de spectrale meting is echter nog nodig, en aanvullende tests in Anammox-toepassingen zullen in 2012-2013 plaats vinden. Daarnaast zal deze methode getest worden in industriële afvalstromen waar stikstof middels de-ammonificatie verwijderd wordt, en de spectrale online en in-situ nitrietanalyse van toegevoegde waarde is.

Ewout Riteco, Wilco Keijzer (Interline Systems), Joep van den Broeke (Benten Water Solutions)

Referenties
1)    STOWA, Sharon-Anammox-Systemen, rapport 2008-18.
2)    Kuenen, J.G. (2008). Anammox Bacteria: from discovery to application. Nature Reviews Microbiology, Vol. 6(4), pag. 320 - 326.
3)    O’Shaugnessy, M., Sizemore, J., Musabyiman,a M., Sanjines, P., Murthy, S., Wett, B., Takacs, I., Houweling, D., Love, N.G. & Pallansch, K. (2008). Operations and Process Control of the Deammonification (DEMON) process as a sidestream option for nutrient removal. Proceedings of the Water Environment Federation, WEFTEC 2008, pag. 6333 – 6348.
4)    Van den Broeke, J., Langergraber, G. & Weingartner, A. (2006). On-line and in-situ UV/vis spectroscopy for multi-parameter measurements – a brief review. Spectroscopy Europe, Vol. 18, pag. 15 – 18.
5)    Langergraber, G., Fleischmann, N. & Hofstädter F. (2003). A multivariate calibration procedure for UV/Vis spectrometric quantification of organic matter and nitrate in wastewater. Water Science and Technology, Vol. 47, pag. 63 - 71.

0
0
0
s2smodern

Download hier een pdf van dit artikel

Door het meanderen zijn meanderbochten afgesneden en het benedenstroomse deel van het kanaal heeft zich diep ingesneden. De meander- en insnijdingsprocessen zijn geanalyseerd op basis van historisch kaartmateriaal (1806-2006), LiDAR-data (1997) en veldobservaties. Het blijkt dat meandering op drie verschillende plekken langs het kanaal is begonnen. Juist op die plekken zijn ook aanwijzingen voor kwel gevonden, in de vorm van sterk roestige lagen in de bodem langs het kanaal. Hieruit valt op te maken dat lokale kwel de oevers heeft verzwakt en zo de eerste aanzet tot meanderen heeft gegeven.

Kanalisatie en beekherstel
Een groot deel van de Nederlandse rivieren en beken is in de periode van de ruilverkaveling gekanaliseerd. Deze gekanaliseerde waterlopen zijn vaak overgedimensioneerd om piekafvoeren zonder overlast te kunnen verwerken. Daarnaast zijn waterpeilen gereguleerd door middel van stuwen. Waterschappen zijn zo’n 20 tot 25 jaar geleden begonnen met het herstellen van de oorspronkelijke kronkelende loop van een groot deel van de laaglandbeken. Bij beekherstel wordt veel aandacht besteed aan de vorm (morfologie) en grootte van de bedding. Het ontwerp wordt doorgaans gemaakt met behulp van een 1D-stromingsmodel, zoals SOBEK, en historisch kaartmateriaal. De morfologie en grootte van de bedding worden bepaald door de ondergrond en de afvoer. Onder invloed van landbouw (drainage) zijn de afvoerkarakteristieken vaak veranderd. Daarom is beekmorfologie die op historische kaarten te zien is niet altijd passend bij de huidige afvoereisen.

Onderzoeksvraag
De hier beschreven studie is onderdeel van een promotieonderzoek met als doel kennis op te doen op het gebied van de morfologie van laaglandbeken, ter ondersteuning van het ontwerpproces in beekherstelprojecten. Eén van de vragen waar waterschappen graag antwoord op willen is, hoeveel ruimte een meanderende beek nodig heeft. De ruimte die een meanderende beek bestrijkt wordt ook wel meandergordel genoemd. Deze vraag is relevant voor de hoeveelheid grond die aangekocht moet worden, zodat er genoeg ruimte ontstaat voor een vrij meanderende beek. Er is daarom onderzoek gedaan naar een actief meanderende waterloop, met het formaat van een laaglandbeek. Het doel van dit onderzoek was het bepalen van de invloed van de samenstelling van de ondergrond op het ontstaan van meanders.

Onderzoeksgebied
Het Geldernsch-Nierskanaal is gegraven omstreeks 1770 en loopt van de Niers (bij Geldern, Duitsland) naar de Maas (ten noorden van Arcen), zie Figuur 1. Het kanaal moest het Nierswater bij piekafvoeren sneller afvoeren naar de Maas. Er zijn ook afspraken gemaakt tussen de Nederlandse en Duitse waterbeheerders om de afvoer te reguleren: de minimale afvoer is 0,5 m3 s-1, de maximale afvoer 7 m3 s-1. Uit een analyse blijkt dat de gemiddelde dagelijkse afvoer 0,71 m3 s-1 bedraagt. De gemiddelde jaarlijkse piekafvoer is 4,1 m3 s-1. De totale lengte van het kanaal is 13,3 km, waarvan 3,8 km in Nederland ligt. Het Duitse deel van het kanaal doorkruist een gebied dat voornamelijk uit Rijnterrassen bestaat. In Nederland stroomt het kanaal over een Maasterras. Vlak voor het uitstroompunt in de Maas doorkruist het kanaal het Nationaal Park De Maasduinen.

1304-01 Fig1 Overzicht kl

Figuur 1. Overzicht van het onderzoeksgebied, met (a) de locatie in Nederland, (b) een geomorfologische kaart van het onderzoeksgebied en (c) een schematische dwarsdoorsnede van de ondergrond langs het transect C-C’ in (b).

Het onderzoek is uitgevoerd in het Nederlandse deel van het kanaal, dat gemiddeld 8,8 meter breed is en 1,2 meter diep. Het onderzoeksgebied is op te delen in twee delen op basis van het verschil in verhang. Het bovenstroomse deel heeft een verhang van 0,48 m km-1. De bodem bestaat hier uit zand met een mediane korrelgrootte van 0,8 mm. Aan het begin van de 20ste eeuw is langs dit deel van het kanaal oeververdediging aangelegd, die tot op heden nog steeds zichtbaar is. Door de oeververdediging had dit deel van het kanaal minder vrijheid om te meanderen, hetgeen zich uit in een lagere sinuositeit (zie kader). Het benedenstroomse deel heeft een verhang van 3,8 m km-1. Hier bestaat de bodem uit grind, met een mediane korrelgrootte van 18,8 mm. In dit deel van de beek is geen oeververdediging aangebracht. Er is hier een actief meanderende beek ontstaan, inclusief bochtafsnijdingen (zie kader).

1304-01 kader

Materiaal en methoden
De vorm van het kanaal in bovenaanzicht is geanalyseerd op basis van historisch kaartmateriaal. Er is daarbij gebruik gemaakt van een Tranchot-kaart (1806), vier Topografische Militaire Kaarten (1840-1936) en zeven topografische kaarten (1941-2006). Voor elk van deze kaarten is bepaald wat de sinuositeit van het kanaal was. De algemene sinuositeit wordt bepaald door de lengte van de middenlijn van een waterloop te delen door de lengte van de middenlijn van de vallei waarin de waterloop is gelegen. Ook is de lokale sinuositeit bepaald. Hiermee wordt een beeld verkregen van het verloop van de sinuositeit langs het kanaal. De lokale sinuositeit is bepaald in segmenten met een valleilengte van 250 meter.

Een uitsnede van het Actueel Hoogtebestand Nederland (AHN, [1]) is gebruikt bij de analyse van het kanaal (Figuur 2). Hiermee is van de ingesneden vallei de hoogte van het maaiveld en van de valleibodem bepaald. Hieruit valt op te maken dat het kanaal in het benedenstroomse deel tot 9 meter is ingesneden. De insnijding is tot 170 meter breed.

1304-01 Fig2 DEM

Figuur 2. Hoogtemodel van het onderzoeksgebied, met daarin de rivierduinen (A) en een erosierest van een hooggelegen Rijnterras (B). Hoogte is in m+NAP.De ligging van het hier weergegeven gebied is aangegeven in Figuur 1b.

Een ruimtelijk beeld van de opbouw van de ondergrond is verkregen door 49 grondboringen te zetten langs het Nederlandse deel van het kanaal. Er is tot op een diepte van maximaal 2,2 meter onder het maaiveld bepaald of en hoe diep een roestige laag aanwezig is. Wanneer ijzerrijk grondwater uittreedt (kwel) en in aanraking komt met lucht oxideert het ijzer en krijgt het zand de karakteristieke roodbruine kleur. De roodbruine roestlagen zijn daarom een aanwijzing voor (voormalige) kwel, als gevolg van grondwaterstroming naar het kanaal vanaf hoger gelegen gronden, zoals rivierduinen en hogere delen van rivierterrassen. Ook is met grondboringen bepaald of grindlagen aanwezig zijn.

Resultaten
Figuur 3 laat een lengtedoorsnede van het onderzoeksgebied langs het kanaal zien. De zwarte lijn geeft het maaiveldprofiel aan, de grijze lijn het bodemprofiel. Beide zijn bepaald met behulp van de AHN. Het maaiveldprofiel laat de scheiding zien tussen twee Maasterrassen (op 1,5 km) en de uitlopers van de Maasduinen (op 3 km). Het bodemprofiel heeft een bilineaire vorm, waarbij een duidelijk onderscheid is te maken tussen het lage bodemverhang in het bovenstroomse deel en hoge bodemverhang in het benedenstroomse deel. Door middel van vierkantjes is de diepte van de roestige lagen en de grindlagen aangeven. Er is te zien dat in het benedenstroomse deel veel roestige lagen zijn gevonden. Dit geeft aan dat dit gebied in het verleden kwelrijk is geweest. Ook nu nog is tijdens veldwerkzaamheden uittredend grondwater waargenomen. Oevers die verzadigd zijn met grondwater zijn vatbaarder voor erosie. Daarnaast kan uittredend grondwater zelf voor erosie zorgen. De kwel heeft daarom een versterkende invloed gehad op het insnijdings- en meanderproces.

De historische kaarten laten zien dat de insnijding omstreeks 1930 stagneerde. Hiervoor zijn verschillende oorzaken aan te wijzen. Ten eerste is het peil in de Maas vanaf die tijd verhoogd door de uitvoering van de Maaswerken. Het deel van de Maas waar het kanaal in uitstroomt, wordt ook wel getypeerd als de ‘gestuwde Maas’. Tussen 1918 en 1942 is dit deel gekanaliseerd. De bouw van zeven stuwen tussen Maasbracht en Lith heeft een grote invloed gehad op de waterstanden in de Maas. Analyse van historische waterstandsdata (1850-1995) laat zien dat sinds de bouw van de stuwen het Maaspeil ter hoogte van de monding van het kanaal met 2 meter is gestegen. Een verhoging van het basisniveau bij de monding van een rivier heeft doorgaans een remmende werking op verticale insnijding.

De grondboringen laten zien dat het kanaal twee uitgestrekte grindbanken heeft geërodeerd die in meerdere boringen zijn aangetroffen (zie Figuur 3). Deze grindbanken maken deel uit van het Maasterras waar het kanaal doorheen stroomt. Het is waarschijnlijk dat het fijne materiaal dat tussen het grind aanwezig was, uitgespoeld is en door het water is meegenomen richting de Maas. Uit berekeningen van het bodemtransport volgt dat de stroomsnelheden te laag zijn om grind in beweging te krijgen. Daarom is het grind achtergebleven op de bodem van het kanaal. Het grind werkt hier als een vaste laag, die een remmende werking heeft gehad op het insnijdingsproces. Het verhogen van het Maaspeil en de vaste lagen van grind hebben ervoor gezorgd dat de insnijding stopte. Zo heeft het bodemprofiel zijn huidige bilineaire vorm gekregen.

1304-01 Fig3 Vallei

Figuur 3. Ruimtelijke variatie in opbouw van de ondergrond en lokale sinuositeit.

Het onderste deel van Figuur 3 laat het verloop van de lokale sinuositeit zien. Daarbij is de beek verdeeld in zeven secties, aangegeven met Romeinse cijfers. Uit de figuur blijkt dat de eerste meander is ontstaan in sectie VI. De donkerblauwe lijn (1806) heeft in deze sectie een waarde die wordt geassocieerd met een verhoogde meanderactiviteit, de rest van het kanaal was nog nagenoeg recht. In sectie VI is in de loop van de tijd de meeste meanderactiviteit is waargenomen, uitgedrukt in een grote variatie in lokale sinuositeit. Een tweede meander is ontstaan in sectie IV. Deze twee secties ontwikkelden zich afzonderlijk van elkaar tot omstreeks 1936, waarna de twee meandersecties bij elkaar aansloten. Veel later dan deze twee meanders ontstond een meander in het bovenstroomse deel van het kanaal, in sectie II. Tot op heden is dit een geïsoleerde meandersectie.

Uit Figuur 3 is op te maken dat in de secties waar de meanders zijn ontstaan (sectie II, IV en VI) voornamelijk zand is te vinden, maar vooral dat dicht bij het maaiveld (

Conclusies
De historische analyse van het Geldernsch-Nierskanaal geeft inzicht in de invloed van de samenstelling van de ondergrond op het ontstaan van meanders. Aan de hand van historisch kaartmateriaal, een hoogtemodel en een gedetailleerde opname van de ondergrond is een relatie gelegd tussen de geologie en hydrologie enerzijds en het ontstaan van meanders anderzijds. Meanders zijn ontstaan op drie plaatsen, waar lokale kwelverschijnselen zijn gevonden in een ondergrond die voornamelijk uit zand bestond. Oevererosie als gevolg van lokale kwel heeft gezorgd voor de aanzet tot meandering.

Deze studie heeft ook implicaties voor beekherstel. We laten hier zien dat lokale condities (zoals kwel en een harde ondergrond) invloed hebben op de morfologische ontwikkeling van een beek, zoals oevererosie en insnijding. In het geval van het Geldernsch-Nierskanaal waren die lokale condities kwel en een harde ondergrond, maar kunnen in andere gevallen ook ingevallen bomen en lokale verschillen in verhang zijn. Hiermee moet rekening worden gehouden in voorgenomen beekhersteltrajecten.

Qua dimensies (breedte en diepte) is het Geldernsch-Nierskanaal vergelijkbaar met veel Nederlandse laaglandbeken. Het verhang in het benedenstroomse deel is echter groter. Waar het benedenstroomse, steile deel veel morfologische activiteit laat zien, is het bovenstroomse, vrij vlakke deel minder dynamisch. De beperkte morfologische activiteit van het bovenstroomse deel is typisch voor laaglandbeken. De meandergordel heeft hier een maximale breedte van 72 meter. Ter vergelijking: de meandergordel in het benedenstroomse deel heeft een maximale breedte van 170 meter, ofwel 19,9 keer de breedte van de waterloop. Dit laat zien dat zelfs in een actief meanderende waterloop geen eenduidige breedte van de meandergordel is vast te stellen. Hier zou meer onderzoek naar gedaan moeten worden.

Voor meer details van dit onderzoek verwijzen wij naar ons artikel in het wetenschappelijke tijdschrift Earth Surface Processes and Landforms [2].

Referenties
[1] Van Heerd, R., Kuijlaars, E., Teeuw, M., 't Zand, R., 2000, Productspecificatie AHN 2000, Rapport MDTGM 2000.13. Rijkswaterstaat, Adviesdienst Geo-informatie en ICT (Delft).
[2] Eekhout, J., Hoitink, T., Makaske, B., in druk, Historical analysis indicates seepage control on initiation of meandering, Earth Surface Processes and Landforms.

 

 

0
0
0
s2smodern

Download hier een pdf van dit artikel.

Nog geen honderd jaar geleden was er sprake van brakke veenweiden waarin werd geboerd en geleefd. Maar de omstandigheden zijn drastisch veranderd. Verzilting is nu een bedreiging voor het huidige landgebruik en de zoetwaternatuur. Anderzijds hebben deze veengebieden te kampen met veenafbraak en slechte waterkwaliteit. (Opnieuw) verbrakken kan in dat licht ook juist kansen creëren. Dit artikel presenteert de resultaten van meerjarig onderzoek naar verbrakking van voormalig brakke gebieden.

Een groot deel van de West-Nederlandse veengebieden werd vroeger beïnvloed door zeewater. Zo was er sprake van regelmatige overstromingen door de Zuiderzee, en werd door boeren ook actief brak water ingelaten om de veenweiden te voorzien van voedselrijk slib. Na het gereedkomen van de Afsluitdijk in 1932 trad al snel verzoeting van de voormalige binnenzee en alle aangrenzende waterlichamen op. Sinds 1932 is de chlorideconcentratie in het oppervlaktewater van laag Nederland met ruim een factor 10 gedaald, van 5.000 tot 10.000 mg Cl/l op sommige locaties in 1930 naar (ver) onder de 1.000 mg Cl/l in nagenoeg alle wateren in laag Nederland1,2). Tegelijk met de daling van de zoutconcentratie zijn ook de bijzondere aan brak water gerelateerde natuurwaarden afgenomen. Het gaat hierbij om soorten zoals echt lepelblad (Cochlearia officinalis officinalis), groot nimfkruid (Najas marina), snavelruppia (Ruppia maritima) en zilte rus (Juncus gerardi).
Behalve dat kenmerkende brakwatersoorten verdwenen, doen zich in het Nederlandse laagveen- en zeekleilandschap tegenwoordig grote problemen voor op het gebied van veenafbraak, baggervorming, bodemdaling en eutrofiëring van oppervlaktewateren3).
De combinatie van een stijgende zeespiegel, toenemende brakke kwel en zoetwatertekorten in de zomer door toenemende droogteperiodes vergroot bovendien de kans op stijgende zoutconcentraties in het grondwater en oppervlaktewater4). In de afgelopen jaren moest al brak oppervlaktewater ingelaten worden tijdens droge zomers.

OBN-onderzoek
Verbrakking van het oppervlaktewater kan een bedreiging vormen voor de huidige zoetwaterafhankelijke natuurwaarden, maar kan ook juist kansen creëren voor vermindering van veenafbraak en herstel van brakwatergerelateerde natuur. De onzekerheid over de effecten van verbrakking maakt het moeilijk een onderbouwde keus te maken voor het verzoeten of juist verbrakken van voormalig brakke veengebieden. Het toenmalige ministerie van Economische Zaken, Landbouw & Innovatie heeft daarom in 2010 opdracht gegeven hier onderzoek naar te doen binnen de regeling Ontwikkeling en beheer natuurkwaliteit (OBN)5). Binnen dit onderzoek werd gekeken naar de potentiële effecten van verbrakking op nutriëntenbeschikbaarheid, veenafbraak, baggervorming en de oppervlaktewaterkwaliteit in voormalig brak laag Nederland. Er werden verschillende soorten experimenten uitgevoerd, waaronder een aquariumexperiment in het laboratorium en een veldexperiment met enclosures in het voormalige brakke veenweidegebied het Ilperveld in Noord-Holland (Figuur 1).

1303-03 Verbrakking laboratorium 1303-03 fig1b Verbrakking Ilperveld

Figuur 1: Onderzoeksopstellingen
Links het aquariumexperiment in het laboratorium en rechts de enclosures in het Ilperveld. (Foto’s: G. van Dijk)

In het aquariumexperiment werd verbrakking van veen- en zeekleibodems gesimuleerd door de bodems bloot te stellen aan inlaatwater met verschillende stabiele en fluctuerende zoutconcentraties. Gedurende een half jaar is hierbij de verandering van de chemische samenstelling van het poriewater van de bodem, de bodemsamenstelling en de afbraaksnelheid van organisch materiaal gevolgd. In het veldexperiment werden in enclosures vier verschillende zoutconcentraties ingesteld: 600, 1.250, 2.500, 5.000 mg Cl/l). Maandelijks werd in het veldexperiment de chemische samenstelling van het oppervlaktewater en het poriewater in het slib en de daar onderliggende veenbodem geanalyseerd.

Effecten op nutriëntenbeschikbaarheid
Uit de experimenten blijkt dat verbrakking van het oppervlaktewater een snelle en grote invloed heeft op biogeochemische processen in de waterbodem. Zowel in het oppervlaktewater als in het poriewater in de waterbodem treedt een significante daling van de totaal-fosforconcentraties op (Figuur 2).

1303-03 fig3 diagramVerzilting

Figuur 2: Poriewater veldexperiment
Links: de chlorideconcentratie uitgezet tegen de totaal-fosforconcentratie. Midden: de chlorideconcentratie uitgezet tegen de ammoniumconcentratie. Rechts: de zwavelconcentratie uitgezet tegen de methaanconcentratie.

Dit kan vooral verklaard worden door precipitatie met calciumcarbonaat (kalkneerslag). Brak water is goed gebufferd en rijk aan calcium. De hoeveelheden calcium (Ca2+) bleken echter veel hoger te zijn dan de inlaatconcentraties. Dit komt door mobilisatie van calcium vanuit de bodem: natriumionen (Na+) verdringen calciumionen uit het kationadsorptiecomplex in de bodem. De afname van fosfor in het oppervlaktewater wordt daarnaast ook veroorzaakt door een lagere nalevering (Figuur 3).

1303-03 fig3 schema chemie

Figuur 3: Overzicht van een aantal biogeochemische processen die beïnvloed worden door verbrakking, voor details zie 5).

Het effect van verbrakking op de stikstofconcentratie in het oppervlaktewater bleek afhankelijk van de hoeveelheid ammonium (NH4+) die gebonden is aan het kationadsorptiecomplex. Als deze hoog is, kan de grote aanvoer van kationen met het brakke water (hoofdzakelijk natrium) ammonium mobiliseren.
Ook de mogelijke remming van afbraak van organisch materiaal in de waterbodem door verbrakking kan de daling van nutriëntenconcentraties (zowel stikstof als fosfor) verklaren.

Interne eutrofiëring (eutrofiëring veroorzaakt door interne processen, zonder externe toevoer van nutriënten6,7)) speelt vaak een belangrijke rol in door sulfaat beïnvloede systemen3). Ondanks de door verbrakking fors hogere sulfaatconcentratie werd echter geen interne eutrofiëring waargenomen. Waarschijnlijk komt dit door de brakke historie van de waterbodems, die daardoor al relatief veel zwavel bevatten. Hierdoor is er relatief weinig fosfaat aan ijzer gebonden dat door sulfide (gereduceerd sulfaat) gemobiliseerd kan worden.

Veenafbraak en baggervorming
Er zijn aanwijzingen dat verbrakking de afbraak van organisch materiaal kan remmen. Voor aanvang van het onderzoek was dan ook de hypothese dat de verbrakking veenafbraak zou kunnen verminderen door de werking van een zogenoemde zoutrem. Hierbij remt het zout de microbiële afbraak, net als bij conservering van levensmiddelen. Onder brakkere omstandigheden bleek de koolstofdioxide-emissie snel te dalen. Ook de methaanconcentratie in het poriewater daalde sterk (Figuur 2). Het is verleidelijk om uit deze waarnemingen te concluderen dat de hypothese – afbraak van organisch materiaal wordt geremd door verbrakking – klopt. Hoewel dit mogelijk het geval is, zijn er ook andere factoren die de emissie van koolstofdioxide en methaan kunnen beïnvloeden. Omdat veenafbraak in Nederland, maar ook wereldwijd een groot probleem vormt, bestaat het voornemen dit nog nader te onderzoeken.

Effect op algen en doorzicht
Uit het veldexperiment blijkt dat bij sterke verbrakking (tot 5.000 mg Cl/l of meer) de algengroei sterk vermindert. Daarentegen werd bij een matige verbrakking (1.250 mg Cl/l) de algengroei juist versterkt. Mogelijk komt dit doordat algenetend zoöplankton bij lagere zoutconcentraties minder goed gedijt, waardoor de graasdruk wegvalt 8,9). Doordat het water als gevolg van verbrakking meer ionen bevat, neemt de sedimentatie toe van zwevende deeltjes, vooral van kleideeltjes. Dit verbetert het doorzicht. Ondergedoken waterplanten kunnen profiteren van de vermindering van algengroei en zwevende deeltjes.

Constant of fluctuerend brak?
Met de verzoeting van de Nederlandse oppervlaktewateren in de vorige eeuw zijn ook de fluctuaties van zowel het waterpeil als het zoutgehalte sterk afgenomen. Hoewel bij verschillende verbrakkingsprojecten een constant zoutgehalte wordt nagestreefd, is in een natuurlijke situatie vaker sprake van sterke fluctuaties. Uit het aquariumexperiment blijkt dat bij een frequent fluctuerend zoutgehalte (zoutschokken) de verbrakking van de bodem langzamer verloopt dan bij een constant zoutgehalte. Na een langere periode worden echter dezelfde concentraties in de bodem bereikt. Verder blijkt dat de bodem gedurende zoetwaterperioden maar langzaam zout afstaat. Dit kan belangrijke gevolgen hebben voor de beheerpraktijk. Ten eerste betekent dit dat er met een fluctuerend zoutgehalte op de langere termijn vergelijkbare effecten bereikt kunnen worden als met een constant hoog zoutgehalte. Het is dus niet nodig om permanent brak water in te laten. Anderzijds heeft tijdelijke inlaat van brak water - bijvoorbeeld in zeer droge zomers - langdurige gevolgen voor de chemie en ecologie van de waterbodem.

Perspectieven voor verbrakking
De gebieden waar nu gestreden wordt tegen brak water zijn tevens de plaatsen waar zich kansen voordoen om brakwaternatuur te herstellen. Technisch is er wat dat betreft zeer veel mogelijk. De kwaliteit (zoutgehalte en nutriënten) van de brakwaterbron en de dynamiek mogen hierbij niet uit het oog worden verloren. Uit de experimenten komt naar voren dat bij een relatief laag zoutgehalte en veel nutriënten waterkwaliteitsproblemen kunnen ontstaan. Dit is ook de huidige situatie in bijvoorbeeld veel Noord-Hollandse wateren. Belangrijk is te verbrakken met voldoende zout en tevens nutriëntenarm water. Zeewater voldoet aan deze eis. Ook het diepe water uit het Noordzeekanaal is geschikt10). Wanneer gekozen wordt voor Noordzeekanaalwater lijkt het met het oog op het minimaliseren van de nutriëntenbelasting goed om in het voorjaar te verbrakken, omdat er dan per gram chloride minder ammonium en fosfaat wordt aangevoerd. Brak grondwater bevat vaak te veel fosfaat en ammonium en is daarom niet geschikt.
Veel West-Nederlandse waterbodems zijn als gevolg van het brakke verleden erg rijk aan zwavel. IJzer is hier grotendeels gebonden aan sulfide, waardoor de binding van fosfor in deze bodems relatief slecht is. Verzoeting en vermindering van de sulfaatbelasting leidt voor wateren met dit type bodems niet op korte termijn tot voldoende verbetering van de waterkwaliteit als niet ook extra ijzer wordt aangevoerd. Terug naar de brakwater-condities met de bijbehorende brakwaterchemie en bijzondere natuurwaarden is in een aantal situaties een goed alternatief. Deze ontwikkeling sluit aan bij de opgave en verantwoordelijkheid die Nederland heeft om de nog aanwezige brakwaternatuur te behouden en versterken.

Conclusies
Binnen een tijdsbestek van enkele weken tot maanden na inlaat van zout water treedt verbrakking van oppervlaktewater en waterbodem op. Het zoute water dringt makkelijk en snel zowel klei- als veenbodems in. Ook bij een frequent fluctuerende zoutconcentratie is er op langere termijn sprake van toenemende zoutconcentraties in de waterbodem. Dit betekent dat eventuele negatieve effecten op zoetwaternatuur na inlaat van brak water nog lang kunnen aanhouden. Ook betekent dit dat er al snel na inlaat van brak water sprake kan zijn van een (in abiotisch opzicht) brakwatersysteem. Verbrakking heeft in beide experimenten niet geleid tot een toename van fosfaat en stikstof in het oppervlaktewater. Sterker nog, door verbrakking van voormalig brakke veenbodems neemt de beschikbaarheid van fosfor af, en onder bepaalde omstandigheden ook van ammonium. Verbrakking remt op korte termijn mogelijk de anaerobe afbraak van organisch materiaal, waaronder veen. Hier moet nader onderzoek naar worden gedaan. Interne eutrofiëring door verhoogde sulfaataanvoer treedt niet op in voormalig brakke veengebieden, die al hoge zwavelgehalten en vaak lage ijzergehalten hebben. De invloed van verbrakking op de waterbodemchemie en de ecologie is sterk afhankelijk van de chemische samenstelling van de waterbodem. Er is vervolgonderzoek nodig naar de langetermijneffecten van verbrakking op ecosysteemniveau te bepalen.

Dankwoord
Dit onderzoek is gefinancierd door het Ministerie van Economische Zaken, Landbouw & Innovatie en gecoördineerd door het Bosschap in het kader van de regeling Ontwikkeling en beheer natuurkwaliteit (OBN). Het onderzoek was niet mogelijk geweest zonder de enthousiaste inzet en ondersteuning vanuit Landschap Noord-Holland, Hoogheemraadschap Hollands Noorderkwartier en Stichting Bargerveen en de inzet van Rick Kuiperij en Astrid Bout.

Literatuur
1)    Reigersman, C.J.A., (1946). Ontzilting van Noord-Holland. Rapport van de Commissie inzake het zoutgehalte der boezem- en polderwateren van Noord-Holland, ingesteld bij Besluit van den Minister van Waterstaat van 24 april 1939. Rijksuitgeverij, 's-Gravenhage, 191 pp.
2)    Antheunisse, A.M, Verberk, W.C.E.P., Schouwenaars, J.M., Limpens, J. & Verhoeven, J.T.A., (2008). OBN onderzoek: Preadvies laagveen- en zeekleilandschap – een systeemanalyse op landschapsniveau. Directie Kennis, Ministerie van Landbouw, Natuur en Voedselkwaliteit, Ede.
3)    Lamers, L. (red.), (2010). Onderzoek ten behoeve van het herstel en beheer van Nederlandse laagveenwateren. OBN Eindrapportage 2006-2009 (Fase 2). Ministerie van Landbouw, Natuur en Voedselkwaliteit, Directie Kennis.
4)    Oude Essink, G.H.P., van Baaren, E.S., de Louw, P.G.B (2010). Effects of climate change on coastal groundwater systems: A modeling study in the Netherlands. Water Resources Research, vol. 46.
5)    Van Dijk, G., Westendorp, P.J., Loeb, R., Smolders, A., Lamers, L., Klinge, M., Kleef, H. van (2013) (in druk). Verbrakking van het laagveen- en zeekleilandschap, van bedreiging naar kans? OBN rapportage, Bosschap, Ministerie van Economische Zaken, Directie Agrokennis.
6)    Smolders, A.J.P., Lamers, L.P.M., Lucassen, E.C.H.E.T., Velde, G. van der & Roelofs, J.G.M. (2006). Internal eutrophication: How it works and what to do about it – a review. Chemistry and Ecology, 22, 93-111.
7)    Michielsen, B., Lamers, L., Smolders, F. (2007). Interne eutrofiëring van veenplassen belangrijker dan voorheen erkend? H2O, 8, 51-54.
8)    Barker, T., Hatton, K., O' Connor, M., Connor, L., Bagnell, L. & Moss, B. (2008). Control of ecosystem state in a shallow, brackish lake: implications for the conservation of stonewort communities. Aquatic Conservation-Marine and Freshwater Ecosystems, 18, 221-240.
9)    Jeppesen, E., Sondergaard, M., Kanstrup, E., Petersen, B., Eriksen, R.B., Hammershoj, M., Mortensen, E., Jensen, J.P. & Have, A. (1994). Does the Impact of Nutrients on the Biological Structure and Function of Brackish and Fresh-Water Lakes Differ. Hydrobiologia, 275, 15-30.
10)    Witteveen+Bos (2011). Risico-analyse Polder Westzaan. In samenwerking met Onderzoekscentrum B-WARE. Opdrachtgever DLG-west.

 

0
0
0
s2smodern

Wij maken gebruik van cookies om de gebruikerservaring te verbeteren. Als je onze site bezoekt, ga je akkoord met het gebruik hiervan.      Ik snap het