Geochemische bodematlas van Nederland. Redactie: Gerben Mol Job Spijker Pauline van Gaans Paul Römkens

Maat: px
Weergave met pagina beginnen:

Download "Geochemische bodematlas van Nederland. Redactie: Gerben Mol Job Spijker Pauline van Gaans Paul Römkens"

Transcriptie

1 Geochemische bodematlas van Nederland Redactie: Gerben Mol Job Spijker Pauline van Gaans Paul Römkens

2 Geochemische bodematlas van Nederland

3

4 Geochemische bodematlas van Nederland Wageningen Academic P u b l i s h e r s Redactie: Gerben Mol Job Spijker Pauline van Gaans Paul Römkens

5 Bestel een gedrukt exemplaar van dit boek via Behoudens de in of krachtens de Auteurs wet van 1912 gestelde uitzonderingen mag niets uit deze uitgave worden verveelvoudigd, opgeslagen in een geautomatiseerd gegevens bestand, of openbaar gemaakt, in enige vorm of op enige wijze, hetzij elektronisch, mechanisch, door fotokopieën, opnamen of enige andere manier, zonder voorafgaande schrifte lijke toestemming van de uitgever: Wageningen Academic Publishers, Postbus 220, 6700 AE Wageningen, ISBN: e-isbn: DOI: / Omslagontwerp: Vormgeverij Mol Eerste druk, 2012 Wageningen Academic Publishers, Nederland, 2012 Voorzover het maken van reprografische verveelvoudigingen uit deze uitgave is toege staan op grond van artikel 16 h Auteurswet 1912 dient men de daarvoor wettelijk verschuldigde vergoedingen te voldoen aan de Stichting Reprorecht (Postbus 3060, 2130 KB Hoofddorp, Voor het overnemen van gedeelte(n) uit deze uitgave in bloemlezingen, readers en andere compilatiewerken (artikel 16 Auteurswet 1912) kan men zich wenden tot de Stichting PRO (Stichting Publicatie- en Reproductierechten Organisatie, Postbus 3060, 2130 KB Hoofddorp, Disclaimer De data die in deze atlas worden gepresenteerd zijn met zorg gecontroleerd op mogelijke fouten. Fouten in complexe datasets komen echter vaak pas aan het licht bij intensief gebruik van de data. Dat geldt ook voor de data in deze atlas. We willen gebruikers van deze atlas en de data die erin worden gepresenteerd hier nadrukkelijk voor waarschuwen. Mocht u op mogelijke fouten stuiten, wilt u die dan melden bij een van de auteurs of via de website (www.geochemischebodematlas.nl). De individuele bijdragen in deze publicatie en alle verantwoordelijkheden die daar uit voortkomen blijven de verantwoordelijkheid van de auteurs. De uitgever, Alterra, Deltares, en RIVM aanvaarden geen aansprakelijkheid voor eventuele schade die voortvloeit uit het gebruik van de gegevens uit deze atlas.

6

7

8 Inhoud Woord vooraf 11 Gerben Mol, Job Spijker, Pauline van Gaans en Paul Römkens Inleiding 13 Pauline van Gaans, Grishja van der Veer, Gerben Mol, Gerlinde Roskam en Paul Römkens Achtergronden 13 Ontwikkelingen in bodeminformatie 13 Het moedermateriaal van de Nederlands bodem 14 Landgebruik en bronnen van diffuse verontreiniging 14 Deze atlas 17 Bemonstering 17 Analyses 17 Monster- en data-archivering 17 Gepresenteerde kaarten, grafieken en tabellen (Deel II) 18 Gepresenteerde toepassingen (Deel I) 18 Deel I. Modellen en toepassingen 21 Hoofdstuk 1. Geochemie en beschikbaarheid van metalen: van concept naar model 23 Bert Jan Groenenberg en Luc Bonten Concept van beschikbaarheid van stoffen in de bodem 23 De geochemische bodematlas en de verschillende fracties van elementen in de bodem 24 Modellen 24 Van totaalgehalten naar reactieve gehalten 24 Van reactieve gehalten naar concentraties in het bodemvocht 26 Belang van de geochemische bodematlas database 27

9 Hoofdstuk 2. Van metingen op punten naar gebiedsdekkende kaarten 29 Luc Bonten en Dick Brus Inleiding 29 Schatting op basis van bodemeigenschappen en landgebruik 30 Interpolatie van lokale tot regionale afwijking op basis van meetwaarden 31 Combinatie: Zn in de bovengrond als voorbeeld 31 Hoofdstuk 3. Natuurlijke achtergrondconcentraties van metalen in de Nederlandse bodem 33 Job Spijker en Gerben Mol Inleiding 33 De mineralogie van de Nederlandse bodem 34 Relaties tussen aluminium (Al) en sporenelementen 34 Natuurlijke achtergrondconcentraties schatten 36 De kartering van achtergrondgehalten voor lood (Pb) in de bovengrond 36 Hoofdstuk 4. Ecotoxicologische risico s van metalen in de bodem 39 Gerben Mol, Job Spijker en Leo Posthuma Inleiding 39 De methode in vogelvlucht 40 Reactiviteit van sporenmetalen in de bodem 40 Toxicologische gevoeligheid van soorten: Species Sensitivity Distributions 41 De resultaten 42 Species Sensitivity Distributions voor vier sporenmetalen in de bodem 42 Sporenmetalen en ecotoxicologisch rangschikken 43 Ecotoxicologische risicobeoordeling en de beleidspraktijk 44 Hoofdstuk 5. Uitspoeling van zware metalen naar het grond- en oppervlaktewater 47 Luc Bonten en Bert-Jan Groenenberg Inleiding 47 Algemene modelaanpak 48 Cd en Zn uitspoeling in het stroom gebied van de Keersop, Kempen 48 Inleiding 48 Aanpak 48 Resultaten 49

10 Uitspoeling van metalen op landelijke schaal: emissieregistratie 49 Inleiding 49 Aanpak 50 Resultaten 50 Scenario s: effecten van maatregelen in de landbouw op de kwaliteit van het oppervlaktewater 51 Inleiding 51 Aanpak 51 Resultaten 51 Hoofdstuk 6. Bodemdata en voedselveiligheid: een noodzakelijke combinatie 53 Paul Römkens en René Rietra Inleiding 53 Algemene aanpak 54 Stadslandbouw: kan dat? 56 Cadmium in de Kempen: beheersbaar probleem? 57 Cadmium in reguliere landbouw in Nederland 59 Conclusies 60 Literatuur 61 Deel II. Kaarten, grafieken en tabellen 65 Toelichting 67 Job Spijker, Gerben Mol, Grishja van der Veer, Simon Vriend, Pauline van Gaans, Gerlinde Roskam, Gerard Klaver, Paul Römkens Kaartbeelden en legenda 68 Tabellen 68 Grafieken 69 Frequentieverdelingen 69 Scatterplots 69

11

12 Woord vooraf Gerben Mol, Job Spijker, Pauline van Gaans en Paul Römkens Kaarten van de chemische bodemkwaliteit keren steeds vaker terug als ondersteunend gereedschap bij het beoordelen van milieuproblemen die betrekking hebben op de bodem, het grondwater en het oppervlaktewater. Deze beoordelingen vinden deels plaats vanwege nationale regelgeving, maar steeds vaker ook in verband met rapportageverplichtingen die het gevolg zijn van Europese regelgeving. Enkele voorbeelden van vragen waarbij dit soort kaarten een rol spelen zijn de nieuwe normstelling die naast generieke normen ook locatie-specifieke achtergrondwaarden en lokale maxima nodig heeft; de uitspoeling van contaminanten (inclusief nutriënten) vanuit de bodem naar het grond- en oppervlaktewater; en de monitoring van de koolstofvoorraden in de Nederlandse bodem in verband met klimaatregelgeving. Betrouwbare, ruimtelijke informatie over de chemische samenstelling van de bodem (en eventueel de ontwikkelingen daarvan), maakt het voor de overheid mogelijk om het nationale bodembeleid beter gefundeerd uit te voeren, en vergemakkelijkt de invulling van rapportageverplichtingen in het kader van Europese richtlijnen. Wij hopen dat deze atlas hierbij behulpzaam kan zijn, niet alleen met de feitelijke informatie die erin is vervat, maar vooral ook door inzicht te geven in de complexe wereld van de geochemie van de Nederlands bodem. Niet alleen voor de fundering van beleid is dit soort databestanden van groot belang, ook onderzoek en onderwijs zijn er bijzonder bij gebaat. In Deel I van de atlas laten we zien dat onderzoek naar uitspoeling van metalen naar grond- en oppervlaktewater, opname van metalen in voedingsgewassen, en ecotoxicologische risico s van metalen in de bodem veel profijt heeft van de uitgebreide data die we in deze atlas presenteren. Het spreekt voor zich dat ook voor het onderwijzen van deze vraagstukken, en van de chemie van de Nederlandse bodem in het algemeen deze atlas van grote waarde is. De Geochemische bodematlas van Nederland is het resultaat van meerdere jaren van voorbereiding en compilatie van data. De atlas is in zijn eerste vorm in 2006 uitgegeven als onderdeel van het proefschrift van Grishja van der Veer. Hij heeft voor die eerste editie samen met het laboratorium van TNO, nu onderdeel van Deltares, gewerkt aan het verzamelen van gegevens over de bulkchemische samenstelling van de vaste fase van de bodem. Op initiatief van het RIVM zijn in 2008 aan de monsters uit het monsterarchief van dit onderzoek aanvullende analyses uitgevoerd om de potentiële reactiviteit van de vaste fase te karakteriseren. In 2009 en 2010 is dit op initiatief van Alterra verder gecomplementeerd met een karakterisatie van de directe beschikbaarheid van de chemische elementen. Deze editie van de atlas beslaat alle gegevens die t/m 2010 zijn geanalyseerd. Naast een uitgebreid overzicht van de geochemie die per element is weergegeven bevat de atlas zes hoofdstukken die een illustratie geven van concrete toepassingen van de informatie in de atlas. Geochemische bodematlas van Nederland 11

13 Projectverantwoording De eerste fase van dit werk (opzet en uitvoering van de bemonstering, analyse van de totaalgehalten, eerste opzet van de atlaspresentatie) is gefinancierd door NWO (project nr ), als onderdeel van het Aspasia programma van dr. P.F.M. van Gaans, met inhoudelijke ondersteuning van het laboratorium van TNO. De twee fasen van aanvullende analyses en de uitwerking daarvan zijn gefinancierd door de ministeries van I & M en EL & I (en hun voor gangers VROM en LNV). De Geochemische Bodematlas van Nederland past uitstekend in het traject van bodem- en ondergronddata naar beleidsrelevante informatie van het ministerie van I&M, en binnen het programma BIS 2014 dat wordt gefinancierd door het ministerie van EL&I. Dat programma is erop gericht om het Bodemkundig Informatie Systeem van Nederland, dat in beheer is bij Alterra, te ontwikkelen tot een kwalitatief goede, actuele en goed ontsloten database over de bodem van Nederland. Met medewerking van: Grishja van der Veer, Simon Vriend, Gerlinde Roskam, Gerard Klaver, Rene Rietra, Luc Bonten, Bert Jan Groenenberg, Leo Posthuma en Dick Brus. Website 12 Geochemische bodematlas van Nederland

14 Inleiding Pauline van Gaans, Grishja van der Veer, Gerben Mol, Gerlinde Roskam en Paul Römkens Achtergronden Ontwikkelingen in bodeminformatie De oudste bodemkaart van Nederland dateert uit 1860, toen Staring zijn Schoolkaart publiceerde. De kaart gaf zowel de verschillende grondsoorten als een onderscheid in diverse typen landbouw (Koeman, 1983). In 1945 kreeg de Stichting voor Bodemkartering (Stiboka) formeel de taak om bodemkaarten te vervaardigen, met name voor agrarische doeleinden. Deze waren tot 1965 gebaseerd op de lithologische eenheden van Staring, in combinatie met de omstandigheden voor bodemvorming zoals beïnvloed door geomorfologie, vegetatie en grondgebruik (Heerema en Steur, 1964). Daarna werd, met dank aan de voortschrijding van meettechnieken, overgegaan op een classificatie op basis van kenmerken zoals zuurgraad, textuur, en percentage organisch materiaal en de eigenschappen van de horizonten van het bodemprofiel. In 1988 is begonnen met de Steekproef voor de bodemeigenschappen en grondwatertrappen van de Bodemkaart van Nederland (Visschers et al., 2007) vanuit de groeiende wens naar meer kwantitatieve informatie betreffende bodemeigenschappen en de mate van variatie binnen kaarteenheden. Hierbij werd ook een groter scala aan voor de landbouw relevante fysische en chemische kenmerken betrokken, zoals bijvoorbeeld de fosfaattoestand van de bodem. Het vaststellen van de algemene bodemkwaliteit als referentie voor het bodemsaneringsbeleid startte met het onderzoek van Edelman (1984). Hij bepaalde met de toen nieuwe techniek van neutronen activatie analyse (NAA) het gehalte aan een grote reeks hoofd- en sporenmetalen in een 30-tal bodemmonsters afkomstig van locaties waar geen verontreiniging werd vermoed, als benadering van natuurlijke achtergrondwaarden. Mede op basis van dit onderzoek zijn in die tijd de eerste versies van de Streef- en Interventie-(S&I) waarden voor de Nederlandse bodem afgeleid, inclusief het systeem van bodemtypecorrectie op basis van klei- en organisch stofgehalte. Aan het eind van de vorige eeuw was behoefte aan een update (AW2000), waarbij vanuit het nieuwe bodembeleid niet gezocht werd naar natuurlijke achtergrondwaarden, maar naar gehalten zoals die op dit moment voorkomen in de bodem van natuur- en landbouwgronden waarvoor geldt dat er geen sprake is van belasting door lokale verontreinigingsbronnen (Lamé et al., 2004). Invloed van diffuse verontreiniging is hier uitdrukkelijk dus wel ingecalculeerd; het AW2000 analysepakket bevatte naast metalen dan ook een grote reeks organische stoffen die niet van nature in de bodem voorkomen. De S&I waarden waren inmiddels gebaseerd op risico-modellen, de AW2000 achtergrondwaarden moesten dienen voor de opzet van een praktisch haalbaar toetsingssysteem voor grondverzet van niet- of licht verontreinigde bodem, en zo mogelijk ook om realistische functiegerichte terugsaneerwaarden te onderbouwen. Door de invloed van diffuse verontreiniging bleek de standaard bodemtypecorrectie niet goed bruikbaar voor de AW2000 dataset. Er ligt een duidelijk gat tussen de landbouwkundige benadering, met sterk aan de lithologie gebonden Geochemische bodematlas van Nederland 13

15 bodemtypen, en de bodemverontreinigingsbenadering met slechts een beperkte, en niet altijd bruikbare, bodemtypecorrectie. Geen van beide kijkt echt naar de natuurlijke achtergrondwaarden van anorganische stoffen, en biedt daardoor ook niet de mogelijkheid om de mate van diffuse verontreiniging, en de mogelijk regionale variatie daarin, te meten. Daarom is begin 2001 vanuit de Universiteit Utrecht de taak opgepakt om de chemische gesteldheid van de bodem integraal te karteren (Van der Veer, 2006). Vanuit de insteek om zowel de van nature aan de verschillende lithologieën verbonden gehalten, als de antropogene invloed te achterhalen, is zowel de diepere bodem (C- of soms B-horizont met een lithologie-gedomineerde chemische samenstelling) als de (A-horizont, met een traceerbare antropogene beïnvloeding van de chemische samenstelling) bemonsterd. Informatie over lithologie, bodemtype en bodemgebruik zijn zowel gebruikt bij de bemonsteringsstrategie, als bij de interpretatie van de gegevens. Het moedermateriaal van de Nederlands bodem De kaart van Nederland weerspiegelt op vele manieren het onderscheid tussen het hoger gelegen en overwegend ige Pleistocene gebied in het oosten en zuiden, en het lager gelegen, venig-kleiige Holocene gebied in het westen en noorden. De ondergrond in beide gebieden wordt gevormd door sedimenten die hoofdzakelijk zijn afgezet door de rivieren Rijn en Maas (De Bakker en Locher, 1990; Van der Veer, 2006). Aan de basis van het Pleistocene sedimentpakket ligt de Formatie van Maassluis, mariene schelphoudende en en lokale kleilagen, die zijn afgezet toen het grootste deel van Nederland nog door een ondiepe zee werd bedekt. Met het terugtrekken van de zee kregen Rijn (Formaties van Waalre, Sterksel en Urk) en Maas (Formatie van Beegden), samen met het Noord-Duitse rivierensysteem (Formaties van Peize en Appelscha), de gelegenheid een grote delta uit te bouwen, hoofdzakelijk bestaand uit fijn en grof, en later ook grind. De overwegend kalkloze aanvoer vanuit het Noordduitse systeem stagneert als in het Elsterien wat nu Noord-Nederland is onder het ijs wordt bedekt. In deze periode wordt daar ook de Formatie van Peelo afgezet, een smeltwatermeerafzetting bestaand uit zware klei. De fluviatiele sedimenten in het zuiden zijn later vaak lokaal verplaatst door water en wind en gesorteerd (Formaties van Stramproy en Boxtel). Tijdens het Saalien komt het ijs tot in centraal Nederland en worden de meeste stuwwallen gevormd. Rijn en Maas buigen naar het westen maar zetten nog steeds grofig sediment af (Formatie van Kreftenheye). In de warme periode die volgt op het Saalien worden in het centrale deel van Nederland weer mariene sedimenten afgezet (Eem Formatie). Aan de randen ervan ontwikkelen zich dikke lagen (Formatie van Woudenberg). Tijdens de laatste ijstijd (Weichselien) bereikt het ijs Nederland niet. Deken en löss worden ten zuiden van het ijs afgezet, evenals fluvio-periglaciale afzettingen (Formatie van Boxtel). De terugtrekking van het ijs en de zeespiegelstijging tengevolge daarvan markeren het begin van het Holoceen. Het Rijn-Maas systeem wordt meer meanderend en de afzettingen zijn gemiddeld fijnkorreliger (overwegend klei en fijn ; Formatie van Echteld). Met het verder stijgen van de zee ontstaan grote getijdebekkens en lagunes, min of meer ter plaatse van de huidige kustlijn, waarin meest kalkhoudende en en siltige kleien werden afgezet (Formatie van Naaldwijk). De sedimentatie van Rijn en Maas trekt zich terug naar het midden en zuidoosten. Aan de randen van het intergetijdegebied vormen zich gebieden, die zich naar het centrale en noordelijke gebied uitbreiden (Formatie van Nieuwkoop). Door een nieuwe transgressie van de zee wordt dit geërodeerd en bedekt met mariene kleien en fijnkorrelig Rijn-Maas sediment. Vanaf deze periode wordt ook de invloed van de mens op de sedimentatiepatronen, via bedijking, drainage, ontvening enz., steeds groter. De hierboven beschreven afzettingen vormen, wanneer ze aan het landoppervlak voorkomen, het moedermateriaal waarin bodemvorming is opgetreden. Gunstige condities voor bodemvorming zijn er pas sinds de laatste ijstijd; ten opzichte van andere regio s heeft bodemvorming in Nederland vaak maar in beperkte mate plaatsgevonden. Vandaar dat de lithologie van het moedermateriaal sterk bepalend is voor de eigenschappen van de meeste Nederlandse bodems. Er kunnen vijf hoofdtypen onderscheiden worden: (eolisch), löss, fluviatiele klei, mariene klei en (Figuur 1). Zand en klei verschillen niet alleen in termen van korrelgrootte, maar ook in mineralogische samenstelling. Zanden bestaan overwegend uit kwarts en veldspaten, kleien uit kleimineralen zoals smectiet en illiet. Die laatste bevatten relatief hogere concentraties van de meeste metalen, zodat dit onderscheid van belang is bij het bepalen van natuurlijke achtergrondwaarden. Landgebruik en bronnen van diffuse verontreiniging Bodemvorming vindt plaats onder invloed van klimaat, reliëf, en de flora en fauna die zich in, en op de bodem 14 Geochemische bodematlas van Nederland

16 Figuur 1. De hoofdindeling van de Nederlandse bodem in de lithologieklassen:,, mariene klei, fluviatiele klei, en löss. Tevens zijn de 358 bemonsteringslocaties aangegeven. ontwikkelt. Dit leidt vooral tot veranderingen in de structuur van de bodem, en slechts in mindere mate tot bulk-chemische veranderingen. In een volledig natuurlijk systeem onttrekt de vegetatie weliswaar voedingsstoffen aan de bodem, maar brengt deze er ook weer in terug als de plantenresten vergaan en in bodem-organische stof worden omgezet. Ook als het plantaardige materiaal eerst door dier of mens wordt geconsumeerd is een dergelijke gesloten kringloop mogelijk. De samenstelling van de minerale bodem hoeft dus niet te veranderen, er is slechts sprake van een tijdelijk gebruik van de bodemstoffen. Doordat de vegetatie ook CO 2 (in geval van vlinderbloemigen ook stikstof ) uit de atmosfeer opneemt, is er bij bodemvorming wel sprake van een toename van organische stof in de bodem. Langzame uitloging van vooral kalk en basische kationen, door de percolatie van relatief zuur neerslagwater, is een andere bulk-chemische verandering die met natuurlijke bodemvorming gepaard gaat. Door erosie kan een deel van het bodemmateriaal in zijn geheel naar elders worden afgevoerd. De schaal waarop deze kringlopen plaatsvinden is door menselijk ingrijpen in veel gevallen sterk vergroot, zowel wat betreft ruimte en tijd als wat betreft de omvang van de stofstroom. Bij intensieve landbouw worden veel voedingsstoffen uit de bodem met de oogst afgevoerd naar elders. Deze moeten dan worden aangevuld via kunstmest of via de mest van vee dat wordt gevoed met van buiten het bedrijf (en vaak van buiten Nederland) geïmporteerd veevoer. Ook bij industriële processen (inclusief transport) worden grondstoffen vanuit de hele wereld aangevoerd, en komen de stoffen uit de afvalstromen (via water en lucht) vervolgens lokaal of regionaal in de bodem terecht. Ofschoon natuurlijke bronnen zoals vulkanisme en Geochemische bodematlas van Nederland 15

17 stofstormen op veel plekken in de wereld een significante bijdrage leveren aan het gehalte van sporenelementen in de bodem (Nriagu, 1989) is zeker in Nederland de antropogene bijdrage vele malen groter (Groenenberg, 2011). Ten opzichte van de compartimenten lucht en water is de bodem geconcentreerd. Lucht bevat vooral stikstof (80%) en zuurstof (20%), alle overige bestanddelen hebben samen een concentratie van minder dan 2%. Zeewater bevat gemiddeld in totaal slechts 3.5% zouten en zoet water maar een fractie daarvan. Maar in bodem zijn een groot aantal stoffen aanwezig in een breed scala aan concentratieranges. In tegenstelling tot lucht en water is bodem ook nauwelijks mobiel. Er treedt slechts in beperkte mate verversing op, door bijvoorbeeld opslibbing of aanvoer van nieuw materiaal vanuit de lucht (stof, vulkanische as), of doordat vanwege erosie of diepploegen vers materiaal hoger in het bodemprofiel komt. Enerzijds betekent dit dat veranderingen in de chemische samenstelling van de bodem door uitputting, of door verontreiniging door overmatige bemesting en industriële input, ten opzichte van de aanwezige voorraad relatief klein zijn. Anderzijds betekent het dat, op een tijdschaal van meerdere decennia tot eeuwen, een eenmaal opgetreden verandering meestal beklijft. In combinatie betekent dit, dat we voor wat betreft veranderingen in bodemsamenstelling door diffuse verontreiniging vooral kijken naar netto cumulatieve effecten op de langere termijn. Afbreekbare stoffen zijn in dat kader minder interessant, maar ook de meer persistente organische contaminanten worden hier niet belicht. De geochemische bodematlas beperkt zich, met uitzondering van het totaal gehalte aan organische stof, tot anorganische (minerale) stoffen. Op de ruimtelijke schaal en resolutie van deze atlas zijn belasting van de bodem via atmosferische depositie, en via breed toegepaste landbouwpraktijken daarbij het meest relevant. In de voorbije eeuwen heeft energieopwekking uit steenkool een duidelijk zichtbare bijdrage geleverd aan atmosferische emissies. De rookgassen bevatten niet alleen het verzurende sulfaat, maar ook vluchtige verbrandingsresten van met de steenkool geassocieerde minerale deeltjes en geadsorbeerde sporenmetalen. Met name emissies van Hg, Se, As en Sb worden aan kolenverbranding toegeschreven, maar ook sporenmetalen zoals Cd, Sn, Pb en Zn kunnen hierbij vrijkomen. Tegenwoordig worden de rookgassen gefilterd en zijn de diffuse emissies beperkt. Metaalproducerende industrieën vormen een tweede belangrijke bron van atmosferische emissies. Voor wat betreft de ijzerindustrie gaat het grotendeels om dezelfde stoffen als bij kolenverbranding voor energieopwekking, omdat met steenkool ook het in het ijzererts aanwezige geoxideerde ijzer tot metallisch ijzer kan worden gereduceerd. Daarnaast draagt de ijzerindustrie bij aan atmosferische emissies van specifiek met Fe geassocieerde sporenmetalen zoals V, Cr, Ni en Mo. De productie van koper en zink is specifiek verantwoordelijk voor atmosferische emissies van Cu, Pb, Zn en Cd. Het verkeer is de derde belangrijke atmosferische bron voor het metaal Pb, dat vroeger aan benzine werd toegevoegd voor betere verbranding. Emissies vanuit de landbouw hebben vooral betrekking op stoffen die als bijmenging in mest, kunstmest, of bodemverbeteraar aanwezig zijn. Daarnaast zijn ook metaal-organische verbindingen in bestrijdingsmiddelen een bron van sporenmetalen (o.a. As, Pb, Cu, Zn, Mn, Hg en Sn; Senesi et al., 1999). Het gebruik in de fruitkweek is berucht, een sterk verhoogd Cu-gehalte in de bodem is niet zelden te herleiden tot een voormalige boomgaard. Om ziekten te voorkomen en de voerconversie te stimuleren krijgt vee voeding die verrijkt is aan Cu en Zn. Deze metalen komen vervolgens ook in verhoogde concentraties in de mest terecht. Vooral varkensmest staat bekend om het hoge Cu-gehalte. Koper in mest kan ook afkomstig zijn van kopersulfaat, dat wordt gebruikt in voetbaden voor hoefontsmetting die vervolgens in de mestput worden geloosd. De bronnen voor fosfaatkunstmest zijn onder meer sedimenten die deels bestaan uit geaccumuleerde uitwerpselen van zeevogels. Ze bevatten vaak relatief hoge concentraties van het sporenmetaal Cd, afkomstig van de zeedieren op het vogelmenu. De toename van het kunstmestgebruik in de steeds intensievere landbouw heeft daarom bijgedragen aan aanrijking van de bodem met Cd. Zowel organische bodemverbeteraars zoals compost, als minerale toevoegingen zoals bagger of slib afkomstig van rioolwaterzuiveringen bevatten hogere (sporen) metaalgehalten dan de bodem zelf. Dit komt doordat sporenmetalen goed adsorberen aan zowel organische stof als aan slibdeeltjes. De historische toemaakdekken in het weidegebied zijn een andere vorm van bodemverbetering, waarbij met het nuttige materiaal (organisch stadsafval en kalium uit potas) ook ongewenste afvalstoffen in de bodem terecht zijn gekomen. Duidelijk is dat de meeste diffuse bronnen een combinatie van stoffen in de bodem kunnen brengen, en dat voor vrijwel elk sporenmetaal meerdere bronnen te vinden zijn. Uit massabalans studies (Fraters, 1991; Coppoolse et al., 1993) komt naar voren dat voor Nederland de historische atmosferische input vooral van belang is geweest voor Pb, Hg en As, terwijl Cd, Cu en Zn meer gerelateerd zijn aan de landbouwkundige praktijk. 16 Geochemische bodematlas van Nederland

18 Deze atlas Deze atlas bestaat uit twee delen, een data-deel en een toepassingen-deel. Hieronder wordt eerst beschreven hoe de data verzameld zijn en gepresenteerd worden, en vervolgens wat de rationale is achter de keuze voor de hoofdstukken in het toepassingen-deel. Voor de toegankelijkheid van de atlas hebben we ervoor gekozen het data-deel te presenteren als Deel II en het toepassingen-deel als Deel I. Bemonstering De bemonstering en analyses van de totaalgehalten zijn uitgevoerd door Grishja van der Veer in het kader van zijn promotieonderzoek (Van der Veer, 2006). Voor de bemonsteringsopzet is gebruik gemaakt van beschikbare digitale kaarten van de bodem, geologie en het landgebruik in Nederland. Hieruit is een selectie gemaakt (doelgebied) van de bodems in het landelijk gebied, waarbij zeer ongewone types moedermateriaal (bijv. pre-kwartaire afzettingen) en sterk gelaagde profielen (bijv. dunne kustafzettingen op fluviatiele klei) zijn weggelaten. Het overgebleven doelgebied (ca km 2 ) beslaat 76% van het totale Nederlandse landoppervlak en bestaat uit landbouwgebieden en bossen/natuurgebieden. Dit doelgebied is op basis van lithologie, landgebruik, en soms ook regio, onderverdeeld in een aantal subgebieden (strata). Naar rato van het oppervlak zijn 400 monsterlocaties over deze strata verdeeld en binnen de strata willekeurig gekozen (gestratificeerde random bemonstering). Uiteindelijk zijn 358 van de geplande locaties bemonsterd (90% realisatie). Hierbij zijn vooral de zuidelijke gronden (Noord-Brabant) en de zuidelijke zeekleigronden (Zeeland) enigszins ondervertegenwoordigd ten opzichte van de overige strata. Op iedere locatie zijn telkens twee bodemmonsters genomen met een vast volume (ca. 0,22 dm 3 ), één van de bovenste bodemlaag (0-20 cm) en één van een diepere bodemlaag ( cm) 1. De diepere monsters vertegenwoordigen de natuurlijke samenstelling van het moedermateriaal, waartegen de samenstelling van de, beïnvloed door bodemvorming en diffuse verontreiniging, kan worden geëvalueerd. Analyses Alle analyses zijn uitgevoerd op de fractie < 2mm van bij 40 C gedroogd bodemmateriaal. Voor het bepalen van de totale gehalten 2 zijn diverse analytische methoden gebruikt, om een zo breed mogelijk scala aan elementen te bestrijken. De belangrijkste zijn (1) Röntgen-fluorescentie (XRF-analyse) van geperste tabletten van het fijngemalen monster voor hoofd- en sporenelementen, en (2) inductief gekoppeld plasma massa spectrometrie (ICP-MS analyse), na destructie van fijngemalen monster met behulp van een zuur mengsel gebaseerd op waterstoffluoride (HF). Kwik (Hg) is apart bepaald met behulp van een combinatie van pyrolyse en atomaire absorptie spectrometrie (py-aas). Organisch stof en carbonaat zijn bepaald via thermogravimetrische analyse (TGA). Naast totaal-gehalten zijn bepalingen gedaan aan twee extracties, die verschillende gradaties van beschikbare gehalten vertegenwoordigen. Het betreft extracties met 1 Tenzij er tussen cm een lithologie-overgang is aangetroffen, dan is het monster 10 cm boven die overgang genomen (minimum diepte dus cm); bij nog ondiepere lithologie-veranderingen is de lokatieniet bemonsterd. 2 Zie Mol en Spijker (2007) voor een discussie van bruikbare analysemethoden voor totaalgehalten. 0,43M HNO 3 en met 0,01M CaCl 2. De eerste is een matig zure extractie waarmee beoogd wordt het potentieel reactieve deel van het totaal aanwezige gehalte te bepalen; de tweede is een zeer zwakke extractie die beoogt het direct beschikbare deel te meten (Houba et al., 2000). In beide extracties worden de opgeloste elementen gemeten via ICP-Atomaire Emissie Spectrometrie (ICP-AES; voor hoofdelementen) of ICP-MS (voor sporenelementen). In het CaCl 2 extract wordt daarnaast ook een ph-bepaling gedaan, en wordt het gehalte opgelost organisch koolstof (DOC; Dissolved Organic Carbon) gemeten. De meeste gegevens worden uitgedrukt op basis van het 105 C drooggewicht, zoals bepaald via TGA. De analyses aan de CaCl 2 -extracten worden uitgedrukt als concentratie in het extract. De kwaliteit van de analyses is vastgelegd door het gebruik van standaardmonsters (voor het kwantificeren van de juistheid) en duplo-monsters (voor de precisie). Monster- en data-archivering Alle voor deze atlas verzamelde bodemmonsters (gedroogd materiaal) zijn opgeslagen in een monsterarchief dat in beheer is bij Deltares. Van zo n 200 locaties zijn foto s aanwezig van het bodemprofiel en het landschap. Het bodemprofiel is lithologisch, niet bodemkundig, beschreven. Deze locatie meta-informatie, alsook alle geanalyseerde data met hun metadata, is in digitale vorm opgeslagen bij het RIVM, in een relationele database met gegevens over chemische bodemkwaliteit die is samengesteld ten behoeve van het onderzoek naar achtergrondwaarden in de bodem (zie ook Mol en Spijker, 2007). Geochemische bodematlas van Nederland 17

19 Gepresenteerde kaarten, grafieken en tabellen (Deel II) De gegevens betreffen de gehalten van een uitgebreide reeks aan hoofdelementen en sporenmetalen in de Nederlandse bodem op 358 bemonsterde locaties en op twee dieptes in het bodemprofiel. Ze worden gepresenteerd per gemeten variabele. Kaartbeelden voor onder- en bovengrond worden gegeven voor de totaalgehalten, de potentieel reactieve gehalten (HNO 3 -extractie) en de beschikbare gehalten (CaCl 2 -extractie). De gegevens van alle locaties zijn gegroepeerd naar lithologisch bodemtype (, mariene klei, fluviatiele klei, en löss). De tabellen en grafieken geven de statistische verdeling en de statistische kengetallen weer per lithologie. Bovendien is er voor de data van de diepere bodemlaag een eenvoudige relatie gelegd met het aluminium-gehalte, als proxy voor het kleigehalte. Gepresenteerde toepassingen (Deel I) De indeling naar reactiviteit/beschikbaarheid en de koppeling met bodemtypen/kleigehalte is gebaseerd op ontwikkelingen in de geochemie en bodemkunde waaruit blijkt dat het gedrag van stoffen en de daaraan gerelateerde risico s vrijwel nooit alleen maar bepaald worden door het totaalgehalte. Verschillen in bodemtype ( of klei, kalkrijk versus kalkarm) hebben grote effecten op de beschikbaarheid van sporenmetalen. Daarnaast kunnen ook andere factoren een rol spelen, zoals de positie in het hydrologische landschap en het huidige of vroegere landgebruik. Deze variatie in de beschikbaarheid leidt vervolgens tot verschillen in zowel opname door organismen als uitspoeling naar grond- en oppervlaktewater. Dit maakt dat voor het optimaal inschatten van effecten van potentiële risicostoffen in de bodem gegevens van zowel totale, reactieve en beschikbare gehalten aan deze stoffen als ook van de overige bodemeigenschappen van belang zijn. Gemeten gehalten in de verschillende fracties (totaal, beschikbaar, reactief ) zijn belangrijk, maar het is evenzo belangrijk te beschikken over modelconcepten die in staat zijn verbanden te leggen tussen de gehalten in deze fracties onderling, en tussen deze gehalten en de bodemtyperende eigenschappen. Dit geldt alleen al omdat we niet beschikken over meetwaarden op elke plek in Nederland (of daarbuiten), maar ook omdat we soms toekomstige situaties (scenario s) willen kunnen evalueren. Het is dus noodzakelijk om modellen te ontwikkelen (bijvoorbeeld op basis van de data uit deze atlas), of te valideren, om ook in afwezigheid van concrete meetwaarden effecten en risico s te kunnen inschatten. Ook in geval van normstelling is het waarschijnlijk dat in de toekomst effecten gerelateerd gaan worden aan een hoeveelheid die reactief of beschikbaar is (of een combinatie van beide). Het ontwikkelen van modellen die de gehalten in de verschillende fracties met enige nauwkeurigheid kunnen schatten biedt dan grote mogelijkheden om sneller een betrouwbare lokatiespecifieke uitspraak te doen. Voor uitspraken op regionale of landelijke schaal biedt het daarnaast voordelen om modellen te ontwikkelen die op basis van beschikbare informatie over bodemtype (textuur, organische stof en ph) en de concrete meetwaarden op een betrouwbare manier vlakdekkende schattingen van de gehalten aan stoffen in de bodem kunnen maken. Deze atlas beschrijft de volledige keten van data, via modellen naar toepassingen (Figuur 2). Het eerste hoofdstuk in Deel I van de atlas gaat in op een aantal modelconcepten die in de laatste jaren ontwikkeld zijn ten aanzien van de hoofdfactoren die reactiviteit en beschikbaarheid van sporenelementen in de bodem bepalen. Hoofdstuk 2 beschrijft op hoofdlijnen hoe we voor verschillende elementen in staat zijn de bestaande informatie over gehalten in de bodem en overige bodemeigenschappen op kunnen schalen naar landelijke kaartbeelden. De combinatie van dergelijke kaartbeelden en de chemische modellen beschreven in Hoofdstuk 1 vormen de basis voor toepassingen zoals het berekenen van uitspoeling (zie Hoofdstuk 5) en opname van stoffen door gewassen (zie Hoofdstuk 6). In de daarop volgende hoofdstukken presenteren we vier concrete cases die illustreren hoe de geochemische data, al of niet in combinatie met modelbewerkingen, in de praktijk kunnen worden gebruikt. Hoofdstuk 3 gaat in op het afleiden van achtergrondwaarden voor een reeks aan sporen elementen. Voor een juiste beoordeling van de bodemkwaliteit is het belangrijk te weten wat van nature in de bodem voor kan komen. Een koppeling tussen het gehalte aan sporenmetalen en de eveneens gemeten hoeveel heid aluminium in de bodem is daarbij gebruikt om de (bodemspecifieke) achtergrondwaarde vast te stellen. Dit geeft vervolgens de mogelijkheid om de aanrijking van de bovengrond met deze sporenmetalen vast te stellen. Dit laatste is weer relevant voor de beoordeling van de ecologische risico s. Deze ecologische risicobeoordeling is verder uitgewerkt in Hoofdstuk Geochemische bodematlas van Nederland

20 Deel II Deel I Totaal XRF/HF Data toepassingen: Hoofdstuk 3. Afleiden achtergrondwaarden Hoofdstuk 4. Vaststellen ecologische risico s Database Reactief Beschikbaar 0,43 N HNO 3 0,01 M CaCl 2 Modellen Hoofdstuk 1. Chemie (Concept Totaal-Reactief-Beschikbaar) Hoofdstuk 2. Ruimtelijk (van datapunten naar kaart) Data & model toepassingen: Hoofdstuk 5. Uitspoeling metalen van bodem naar grond- & oppervlaktewater Hoofdstuk 6. Invloed van bodemverontreiniging op productkwaliteit Hoofdstuk 5 laat zien hoe kaartbeelden van sporenmetalen in combinatie met modellen die de beschikbaarheid berekenen gebruikt worden om de uitspoeling van de bodem naar het grond- en oppervlaktewater te berekenen. Zeker in Nederland is dat relevant vanwege hoge grondwaterstanden waardoor de belasting van de bodem op korte termijn kan leiden tot uitspoeling naar het grondwater. Een laatste voorbeeld van de koppeling van data met modellen betreft de berekening van de gehalten aan sporenmetalen in gewassen (Hoofdstuk 6). Vanwege het voorkomen van verhoogde gehalten in de bodem kan lokaal of regionaal sprake zijn van accumulatie in (landbouw)gewassen en groente geteeld in moestuinen. Voor een juiste inschatting van de risico s is het essentieel modellen te ontwikkelen die de gehalten in de gewassen betrouwbaar kunnen voorspellen. Figuur 2. Overzicht van de inhoud van de atlas. Geochemische bodematlas van Nederland 19

21

22 Geochemische bodematlas van Nederland Deel I. Modellen en toepassingen

23

24 Hoofdstuk 1. Geochemie en beschikbaarheid van metalen: van concept naar model Bert Jan Groenenberg en Luc Bonten Fase Biosfeer Bodemvocht Vaste fase Bodem reactief inert micro organismen Me- DOC Klei bodem fauna Me z+ Metaal oxiden planten opname complexatie/ dissociatie sorptie/desorptie oplossen/neerslaan Figuur 3. Schematische weergave van voorkomen van sporenelementen in de bodem in relatie tot beschikbaarheid. (Me: willekeurig metaal; DOC: opgeloste organische koolstof; SOM: organische stof ). MeCl SOM Proces verwering/ veroudering Concept van beschikbaarheid van stoffen in de bodem In veel gevallen is er een slechte relatie tussen enerzijds totale gehalten van sporenelementen in de vaste bodemfase en anderzijds effecten op bodemleven en uitspoeling naar grond- en oppervlaktewater. Ofschoon de grootste voorraad van een sporenelement in de vaste bodemfase zit, vindt transport van stoffen via de vloeistoffase plaats. Ook de blootstelling van bodemorganismen en vegetatie vindt voornamelijk plaats via het bodemvocht (Figuur 3). De beschikbaarheid (Peijnenburg en de Rooij, 1998; Peijnenburg et al., 2007) van sporenelementen in de bodem moet dus worden meegenomen bij het inschatten van risico s van sporenelementen in de bodem; dit geldt voor risico s voor bodemleven en vegetatie (Hoofdstuk 3), sporenelementgehalten in landbouwgewassen (Hoofdstuk 6) en uitspoeling naar grond- en oppervlaktewater (Hoofdstuk 5). In deze atlas onderscheiden we daarom totaalgehalten, reactieve gehalten en beschikbare gehalten. Sporenelementen in de bodemoplossing beschouwen we daarbij als direct opneembaar door bodemleven en vegetatie (Figuur 3), dit deel wordt het beschikbare gehalte genoemd. Het reactieve gehalte in de vaste bodemfase is dat deel dat kan uitwisselen met het bodemvocht (Figuur 3) Geochemische bodematlas van Nederland 23

25 en is daarom potentieel beschikbaar voor opname door organismen en uitspoeling naar grond- en oppervlakte water. Daarnaast is er een niet-reactieve of inerte fractie van sporenelementen in de vaste fase (Figuur 3) die niet tot zeer langzaam uitwisselt met de bodemoplossing, doordat ze bijvoorbeeld deel uitmaakt van bodembestanddelen zoals kleimineralen. Het totaalgehalte is het totaal van het beschikbare, reactieve en niet-reactieve deel van een element in de vaste fase van de bodem. De totaalgehalten in deze atlas zijn gemeten met röntgenfluorescentie (XRF) of door extractie met waterstoffluoride (HF). Met deze methoden wordt het werkelijke totaalgehalte van een element bepaald. In de praktijk van bodemonderzoek wordt meestal gebruik gemaakt van extractie met Koningswater (Aqua Regia). Hiermee wordt echter niet het hele metaalgehalte bepaald omdat zeer stabiele mineralen met deze extractie niet worden ontsloten. We noemen het gehalte dat met Koningswater bepaald wordt dan ook een pseudo-totaal gehalte. De mate waarin het totaalgehalte afwijkt van het pseudo totaalgehalte hangt overigens sterk af van het element. Zo wordt met Koningswater voor cadmium vrijwel 100% gemeten terwijl dit voor titanium of silicium minder dan 50% is. Het reactieve gehalte is gemeten met een verdunde salpeterzuur extractie (0,43 M HNO 3 ), voor het meten van het beschikbare gehalte is een verdunde zoutoplossing (0,01 M CaCl 2 ) gebruikt. Een dergelijke extractie benadert voor de meeste situaties de concentratie in het bodemvocht. De geochemische bodematlas en de verschillende fracties van elementen in de bodem De dataset die wordt gepresenteerd in de geochemische bodematlas bevat voor ieder bodemmonster totaalgehalten, reactieve gehalten en beschikbare gehalten. Een dergelijke dataset op landelijke schaal is uniek en biedt daarom goede mogelijkheden voor het evalueren van gedrag en risico s van sporenmetalen in de bodem. Veel andere datasets bevatten alleen totaalgehalten in de bodem. Dat betekent daarmee dat dergelijke data niet direct te gebruiken zijn voor risicoevaluaties. Om deze datasets toch te kunnen gebruiken zijn modellen ontwikkeld waarmee op basis van totaalgehalten en overige bodemeigenschappen de reactieve en beschikbare gehalten geschat kunnen worden. Dergelijke modellen zijn ook zeer bruikbaar voor het inschatten van veranderingen in de tijd zoals in de scenarioberekeningen voor koper- en zinkuitspoeling in Hoofdstuk 5. Dit hoofdstuk beschrijft twee voorbeelden van modellen waarmee de relaties tussen de verschillende fracties in de bodem worden beschreven. De data uit de atlas bieden goede mogelijkheden voor zowel de ontwikkeling als toetsing van dergelijke modellen. Voor het ontwikkelen van deze modellen is kennis nodig over de processen die de verdeling van sporenelementen over de verschillende fracties bepalen. Deze worden in Box 1 kort besproken. Modellen Van totaalgehalten naar reactieve gehalten Zoals eerder al aangegeven zijn in veel gevallen alleen (pseudo)totaalgehalten van sporenelementen beschikbaar en niet de reactieve en beschikbare gehalten. De processen die de verdeling van sporenelementen over de inerte en reactieve fractie bepalen zijn vooralsnog onvoldoende bekend om (deterministische) procesmodellen op te stellen. Daarnaast is ook de lithologie en bodemvorming van invloed op deze verdeling. Zo is de inerte fractie van zink in kleibodem groter dan in een bodem omdat zink in klei van nature meer in het kristalrooster gebonden is of daar bij bodemvorming deel van uit kan maken. Omdat al deze processen niet via procesmodellen te beschrijven zijn en we toch een schatting willen maken van het reactieve gehalte van een sporenelement op basis van het totaalgehalte en algemene bodemeigenschappen, zijn empirische/statistische relaties ontwikkeld (Römkens et al., 2004). Een voorbeeld van zo n empirische relatie is: log(cd reactief ) = a log(cd totaal ) + b log(%os) + + c log(%klei) [1] met daarin: Cd reactief = het reactieve gehalte Cd, Cd totaal = het totale gehalte Cd in de bodem, %OS = het percentage organische stof, % klei = het percentage klei. Met dergelijke modellen is het dus mogelijk ook veel data uit andere studies waarbij alleen totaalgehalten en algemene bodemeigenschappen bepaald zijn te gebruiken. Denk daarbij bijvoorbeeld aan de grote hoeveelheid data uit standaard bodemonderzoek waarbij naast het totaalgehalte 24 Geochemische bodematlas van Nederland

26 Box 1. Processen in relatie tot beschikbaarheid: inert reactief beschikbaar. Inerte fractie Het niet-reactieve deel van de sporenelementen kan op allerlei manieren voorkomen zoals ingebouwd in kristalroosters van stabiele (niet oplosbare) mineralen of ingesloten in bodembestanddelen zoals organische stof of ijzer- en aluminium-oxiden. Niet-reactieve elementen kunnen slechts zeer langzaam beschikbaar komen door trage processen zoals bijvoorbeeld door de verwering van mineralen. Het tegenovergestelde proces waarbij juist een deel van de reactieve fractie overgaat naar de inerte fractie is ook waargenomen bij een aantal elementen. Een mogelijk mechanisme is bijvoorbeeld diffusie van sporenelementen van het oppervlak naar het kristalrooster van ijzer- en aluminium-oxiden. Reactieve fractie De reactieve fractie van een element bestaat voornamelijk uit dat deel van een element dat via sorptie gebonden is aan oppervlakken van bodembestanddelen in de vaste fase. De belangrijkste oppervlakken zijn die van organische stof, aluminium (Al)- en iizer(fe)- oxiden en kleimineralen. Kationen zoals cadmium (Cd), koper (Cu), nikkel (Ni), lood (Pb) en zink (Zn) binden in het zure en neutrale ph gebied (ph 3-7) met name aan organische stof, en bij hogere ph binden ze met name aan Al/Fe-oxiden. De binding neemt af bij lagere ph waarden (zuurdere bodem, ph <5) omdat de reactieve oppervlakken dan minder negatief geladen zijn (Figuur 4). De (negatief geladen ) oxy-anionen zoals arseen (As), antimoon (Sb) en molybdeen (Mo) binden met name aan de positief geladen Al/Fe oxiden. Hun binding neemt juist toe bij afnemende ph omdat de reactieve oppervlakken dan sterker positief geladen zijn. Sommige sporenelementen zoals bijvoorbeeld koper (Cu) en chroom (Cr) binden zo sterk aan de organische stof in de vaste bodemfase en aan de in het bodemvocht opgeloste organische stof (DOC) dat hun concentratie in oplossing vooral bepaald wordt door de verhouding tussen DOC in het bodemvocht en organische stof. De ph speelt dan slechts een beperkte rol (Figuur 4). Beschikbare fractie De beschikbare fractie bevindt zich voornamelijk in de waterfase (oplossing) van de bodem. In oplossing komen sporenelementen voor als vrij ion of gebonden aan andere ionen of organische moleculen (Figuur 3). Een voorbeeld van binding aan een ander ion is de binding van cadmium aan chloride. Metalen kunnen sterk binden Cu-totaal (mol/l) 1.E-05 1.E-07 1.E-09 1.E-11 1.E-13 1.E-15 1.E-17 1.E ph Cu-vrij (mol/l) aan organische moleculen, deze komen in de bodem vooral voor in de vorm van opgeloste organische stof (Dissolved Organic Carbon = DOC). Van sporenmetalen die sterk binden aan opgeloste organische stof (Cr, Cu, Pb) is de concentratie vrije metaal ionen vaak slechts een kleine fractie van de totale concentratie. Hoe hoger de ph des te sterker is de binding met DOC en des te lager is de concentratie vrije metaalionen (Figuur 4). Met name de vrije ionen kunnen opgenomen worden door bodemorganismen en vegetatie en zijn dus snel beschikbaar. De beschikbaarheid speelt zowel een rol bij hoge concentraties wanneer stoffen giftig kunnen zijn als bij lagere concentraties bij de opname van essentiële sporenelementen. De beschikbare fractie is vooral van belang in relatie tot effecten op ecosysteem, opname door gewassen maar ook voor de uitspoeling van stoffen uit de bodem naar grond- en oppervlaktewater. 1.E-05 1.E-07 1.E-09 1.E-11 1.E-13 1.E-15 1.E-17 1.E ph Figuur 4. Totale koperconcentratie in het bodemvocht en vrije metaalconcentratie van koper in het bodemvocht als functie van de ph. De vrije koper ion concentratie is berekend met een multi-oppervlak-complexatie model. Geochemische bodematlas van Nederland 25

27 van het metaal ook vaak textuur en gehalten aan organische stof bepaald worden. Van reactieve gehalten naar concentraties in het bodemvocht De verdeling van sporenelementen over de reactieve fractie van de vaste fase en de vloeistoffase, ook wel partitie genoemd, kan op twee manieren worden berekend. Ten eerste met op regressiemodellen gebaseerde partitierelaties en ten twee met op proceskennis gebaseerde multi oppervlak-complexatie modellen. Beide type modellen worden gebruikt om op basis van gehalten in de bodem en algemene bodemeigenschappen de concentratie in oplossing te voorspellen. Partitie-relaties voorspellen de concentraties van sporenmetalen in het bodemvocht als functie van bodemeigenschappen zoals de sporenmetaalgehalten in de vaste fase, de gehalten van de reactieve oppervlakken (organische stof, Al/Fe-oxiden en klei), opgeloste organische stof (DOC) en de zuurgraad (ph) van de bodem (Römkens et al., 2004; Groenenberg et al., 2010). De vergelijking hieronder is een typisch voorbeeld van een dergelijke partitierelatie: log(cd oplossing ) = a log(cd bodem ) + b log(%os) + + c log(alfe ox ) + d log (DOC) + + e ph [2] met daarin: Cd oplossing = de concentratie Cd in oplossing, Cd bodem = het reactieve gehalte Cd in de bodem, %OS = het percentage organische stof, AlFe ox = de som van het oxalaat extraheerbare Al en Fe en DOC = de concentratie opgelost organisch koolstof. De modelcoëfficiënten (a t/m e in het voorbeeld hierboven) van de partitiemodellen worden met regressie afgeleid van datasets met gemeten bodemdata en bijbehorende gemeten concentraties in oplossing. Datasets als die uit de geochemische bodematlas zijn bij uitstek geschikt om dergelijke modellen af te leiden of te valideren. Door hun eenvoud en snelle rekentijd zijn dit soort relaties bijzonder geschikt voor het uitvoeren van modelberekeningen op regionale of landelijke schaal (zie Hoofdstuk 5) en bij breed toegankelijke (web)applicaties zoals bijvoorbeeld de Risicotoolbox (www.risicotoolboxbodem.nl). Er zijn partitiemodellen beschikbaar zowel voor het berekenen van de totaal opgeloste concentraties van sporenelementen als voor het berekenen van de vrije ionconcentraties. Multi-oppervlak-complexatie modellen beschrijven de verschillende processen en interacties tussen de oplossing en de reactieve oppervlakken (Bonten et al., 2008a; Dijkstra et al., 2009). Dit gebeurt door een combinatie van afzonderlijke modellen voor de binding van sporenelementen aan de onderscheiden reactieve oppervlakken zoals vaste- en opgeloste organische stof, aluminium/ijzer-oxiden en klei. De benodigde modelparameters zijn voor een groot bereik van omstandigheden (lees: bodemtypen) en sporenelementen beschikbaar en toepasbaar. Voordelen van deze modellen zijn hun algemene toepasbaarheid en het inzicht dat ze geven in de verdeling en het chemische voorkomen van sporenelementen. Dit betreft bijvoorbeeld het berekenen van de hoeveelheid van een metaal dat gebonden is aan organische stof, de concentratie van het vrije ion in oplossing etc. Juist omdat risico s van stoffen vaak gerelateerd zijn aan de chemische vorm van een element in de bodem geven dit soort berekening inzicht in de mate van risico s van stoffen. Verder helpt dit type procesmodellen bij de verdere ontwikkeling van de kennis over de binding van sporenelementen in de bodem. Een voorbeeld van een actuele praktijktoepassing van dit type modellen is de afleiding van de maximale uitloging van sporenelementen uit bouwstoffen om de kwaliteit van het grondwater te beschermen. Ondanks de fundamentele verschillen in de afleiding van partitie modellen en multi-oppervlak modellen zijn de prestaties vergelijkbaar (Groenenberg, 2011) wat betreft de voorspelling van de sporenelementconcentraties in oplossing binnen de voor de meeste bodems geldende condities (bijvoorbeeld in de ph range 3-8). Dit is te zien in Figuur 5 waarin zowel de met partitie-relaties (links) als met multi-oppervlak-complexatiemodellen (rechts) berekende concentraties vergeleken worden met de gemeten concentraties in CaCl 2 extractie, poriewater en of uitgeslingerde bodemvochtmonsters (Groenenberg, 2011). Hiervoor zijn data verzameld met een grote spreiding in elementgehalten en belangrijke bodemeigenschappen zoals klei, ph en organische stof. 26 Geochemische bodematlas van Nederland

28 1.E-04 partitie relaties 1.E-04 multi-oppervlak model Belang van de geochemische bodematlas database As Cd berekend berekend 1.E-06 1.E-06 1.E-08 1.E-08 1.E-10 1.E-10 1.E-10 1.E-08 1.E-06 1.E-04 1.E-10 1.E-08 1.E-06 1.E-04 1.E-05 1.E-05 1.E-07 1.E-07 1.E-09 1.E-09 1.E-11 1.E-11 1.E-11 1.E-09 1.E-07 1.E-05 1.E-11 1.E-09 1.E-07 1.E-05 Voor het vaststellen van risico s van chemische elementen in de bodem voor bodemorganismen, vegetatie, voedselkwaliteit en uitspoeling naar grond- en oppervlaktewater kan niet volstaan worden met alleen informatie over de totaalgehalten in de bodem. Deze atlas bevat unieke data waarin voor ieder element zowel de totaalgehalten, reactieve gehalten en beschikbare gehalten gemeten zijn in zowel de boven- als ondergrond. De gegevens in de atlas zijn daarom goed bruikbaar voor het verbeteren en toetsen van modellen die gebruikt worden voor het berekenen van ecologische risico s, gewasopname en uitspoeling naar oppervlaktewater. Deze atlas bevat ook gegevens van metalen die zelden bepaald worden in regulier onderzoek (denk aan uranium, barium, molybdeen). Daarmee vormt deze set van data een goede basis om voor dit soort metalen ook modellen te ontwikkelen. 1.E-03 1.E-03 Cu berekend 1.E-05 1.E-07 1.E-05 1.E-07 1.E-09 1.E-09 1.E-09 1.E-07 1.E-05 1.E-03 1.E-09 1.E-07 1.E-05 1.E-03 gemeten gemeten Figuur 5. Berekende concentraties met partitie-relaties (links) en een multi-oppervlak-complexatiemodel (rechts) uitgezet tegen concentraties gemeten in CaCl 2 -extracten (in mol/l). De gevulde symbolen vallen binnen de ph-range 3-8, de open symbolen daarbuiten. Geochemische bodematlas van Nederland 27

29

30 Hoofdstuk 2. Van metingen op punten naar gebiedsdekkende kaarten Luc Bonten en Dick Brus Inleiding Het databestand van deze geochemische bodematlas bevat metingen van de gehalten van een groot aantal elementen in de bodem, inclusief potentieel verontreinigende sporenmetalen. Deze metingen zijn afkomstig van monsters die zijn genomen op een groot aantal punten verspreid over Nederland. Echter, in veel regionale studies zijn gegevens op puntniveau niet voldoende en is vlakdekkende informatie nodig. Ook als ruimtelijke informatie gecombineerd moet worden met gegevens afkomstig uit andere databestanden, met waarnemingen op andere locaties, is een vertaling naar vlakdekkende informatie vaak handig. Dit betekent dat iets gezegd moet worden over de gehalten in de ruimte tussen de punten. De meest eenvoudige manier is om de gemeten gehalten direct te interpoleren (bijv. door middel van Kriging). Echter, sporenelement-gehalten vertonen vaak relaties met andere bodemeigenschappen, zoals het organische stofgehalte, het kleigehalte en de zuurgraad van de bodem. Daarnaast is er ook een relatie met het gebruik van de bodem, waarbij vooral het verschil tussen landbouw en natuur belangrijk is. De relatie tussen sporenelementgehalten en overige bodemeigenschappen heeft twee belangrijke oorzaken. In de eerste plaats zijn deze elementen natuurlijke bestanddelen van bodemmineralen (zie Hoofdstuk 1 en 3). Verder zullen elementen die vrijkomen uit stoffen die aan de bodem worden toegevoegd binden aan met name organische stof en klei. Hierdoor zullen bodems die rijk zijn aan klei en organische stof de sporenelementen sterk binden en hogere gehalten hebben dan armere bodems die zwakker binden. Dit betekent dat informatie over het bodemgebruik en de bodemeigenschappen gebruikt kan worden om betere schattingen te krijgen van de gehalten aan sporenmetalen in de bodem op vlakniveau (kaart). In dit hoofdstuk willen we laten zien hoe de vertaling van individuele metingen van geochemische data naar landsdekkende kaarten in zijn werk gaat, waarbij we op een slimme manier rekening houden met algemene bodem eigenschappen en bodemgebruik. Als voorbeeld laten we de berekeningen voor het element zink (Zn) in de bovengrond zien. Geochemische bodematlas van Nederland 29

31 Schatting op basis van bodemeigenschappen en landgebruik De methode die wij hier gebruiken om landsdekkende kaarten van elementen in de bodem te maken bestaat uit twee stappen (Bonten et al., 2008b). In de eerste stap wordt een relatie afgeleid tussen het sporenmetaal-gehalte in de bodem en relevante overige bodemeigenschappen. Zoals in Hoofdstuk 3 wordt besproken is een eenvoudig algemeen model op basis van alleen het aluminium-gehalte (Al) voor veel sporenelementen bruikbaar voor het schatten van achtergrondgehalten in minerale bodems. In plaats van Al kan ook voor het kleigehalte gekozen worden, beide eigenschappen zijn sterk gecorreleerd. Voor de binding van sporenmetalen in de bovengrond is daarnaast ook het organische stofgehalte van belang, zoals hierboven al aangegeven. Ook kan de ph een belangrijke rol spelen in de mate waarin antropogene aanrijking wordt vastgelegd of juist uitspoelt naar het grondwater. Het landgebruik is uiteraard van invloed op de te verwachten mate van aanrijking, vandaar dat dit ook meegenomen wordt in het model. Deze vergelijking laat zien dat het zinkgehalte in bodem hoger is bij een hoger organisch stofgehalte, een hoger kleigehalte en een hogere ph. Dit is logisch omdat bij een hoger organisch stof- en kleigehalte en een hogere ph zink sterker aan de bodem wordt gebonden. Verder bevatten kleimineralen ook van nature zink, waardoor een hoger kleigehalte meestal ook een hoger natuurlijk zinkgehalte tot gevolg heeft. Figuur 6 laat de gemeten gehalten van Zn in de bovengrond van landbouwbodems zien en de gehalten die worden berekend met de bovenstaande vergelijking. Voorspelde en gemeten concentraties komen uiteraard niet helemaal overeen. Dit komt deels doordat een deel van de (natuurlijke) variatie van de zink-gehalten niet verklaard wordt door de in het model opgenomen bodemeigenschappen in de bodem en deels doordat in het ene gebied meer van een bepaald element aan de bodem is toegevoegd dan in een ander gebied (bijvoorbeeld Kempen voor Zn en Cd en toemaakdekken voor o.a. Pb). Zn-voorspeld (mg/kg) Zn-gemeten (mg/kg) Figuur 6. Gemeten totale Zn-gehalten (koningswater) in de bovengrond van landbouwbodems versus gehalten geschat op basis van organische stof, ph en textuur. In het gekozen voorbeeld voor Zn wordt onderscheid gemaakt in bodems in natuurgebieden en landbouwbodems. Voor de landbouwbodems is voor Zn de volgende relatie afgeleid: log(zn totaal ) = 0, ,327 log(org.stof ) + + 0,366 * log(klei) + 0,056 ph [3] 30 Geochemische bodematlas van Nederland

32 Interpolatie van lokale tot regionale afwijking op basis van meetwaarden In de tweede stap van onze methode wordt voor dit soort regionale verschillen gecorrigeerd. In deze stap wordt namelijk per meetpunt eerst berekend wat de afwijking is tussen de voorspelde en gemeten gehalten. Deze afwijkingen worden vervolgens geïnterpoleerd (d.m.v. Kriging) zodat een vlakdekkende verschillenkaart ontstaat. In Figuur 7 is een deel van deze kaart weergegeven voor de Kempen op het grensgebied van Noord-Brabant en Limburg. Hierbij betekenen de kleuren rood, oranje en geel dat de werkelijke gemeten zinkgehalten hoger zijn dan verwacht op basis van de in het model opgenomen bodemeigenschappen en het landgebruik. Voor de groene gebieden zijn de gehalten ongeveer gelijk aan de verwachte waardes. In een klein aantal gebieden, bijvoorbeeld op keileem, zijn de werkelijke gehalten beduidend lager dan wat wordt verwacht op basis van de bodemeigenschappen. Duidelijk zichtbaar zijn de verhoogde zinkgehalten rondom de zinkfabriek in Budel. Decennialange uitstoot van zink naar de lucht door deze fabriek heeft de zinkgehalten in de bodem duidelijk verhoogd. Het oranje gebied ten westen hiervan is het gevolg van de uitstoot van drie zinkfabrieken net over de grens in België. Figuur 7. Geïnterpoleerde afwijking tussen gemeten en voorspelde Zn gehalten. Rood/oranje/geel is hoger dan verwacht, groen is conform de model-verwachting. Combinatie: Zn in de bovengrond als voorbeeld Met behulp van gebiedsdekkende informatie van algemene bodemeigenschappen en landgebruik kunnen door beide stappen te combineren gebiedsdekkende kaarten worden gemaakt van elementgehalten in de bovengrond. Voor zink is dit in Figuur 8 weergegeven. In Figuur 9 zijn uitsnedes gemaakt van de kaart met zinkgehalten voor twee gebieden: het weidegebied ten westen van Utrecht (boven) en de Kempen (onder). Beide gebieden zijn op dezelfde schaal weergegeven. Eerder hebben we laten zien dat de gehalten van zink in de bodem van de Kempen sterk verhoogd waren door atmosferische depositie. Ook nu zijn deze gebieden in de onderste kaart terug te zien. Opvallend is dat de zinkgehalten in het weidegebied gelijk aan of zelfs hoger zijn dan die in de Kempen. Dit komt voor een belangrijk deel doordat de bodems in het weidegebied zink sterker binden dan de bodems in de Kempen. Bovendien is de dichtheid van organische bodems aanzienlijk lager dan die van minerale bodems, waardoor concentraties uitgedrukt als mg/kg ook hoger worden. In de hoofdstukken over uitspoeling (Hoofdstuk 5) en voedselveiligheid (Hoofdstuk 6) zullen we laten zien dat deze hogere gehalten niet direct leiden tot een grotere uitspoeling of grotere risico s t.a.v de voedselveiligheid. Geochemische bodematlas van Nederland 31

33 bodemeigenschappen landgebruik regionale verschillen Figuur 8. Landsdekkende kaart van zinkgehalten op basis van kaarten van (1) algemene bodemeigenschappen, (2) landgebruik en (3) relatieve afwijkingen door aanrijking en geogene verschillen. Figuur 9. Geïnterpoleerde geschatte zinkgehalten in de bovengrond in het weidegebied (boven) en in de Kempen (onder). 32 Geochemische bodematlas van Nederland

34 Hoofdstuk 3. Natuurlijke achtergrondconcentraties van metalen in de Nederlandse bodem Job Spijker en Gerben Mol Inleiding Voor diverse vraagstukken met betrekking tot de bodem, zoals bijvoorbeeld het stellen van normen voor metalen of het beoordelen van toxicologische risico s, is het van belang om de natuurlijke concentratie van een sporenmetaal in de bodem te kunnen onderscheiden van de eventuele antropogene toevoeging of verhoging (Reimann et al., 2005; Salminen en Tarvainen, 1997). Twee concepten zijn van belang voor het schatten van deze natuurlijke achtergrondwaarden. Het eerste concept is dat de ondergrond (C-horizont) wordt gebruikt als model voor de natuurlijke samenstelling van de bodem. Het is uit diverse onderzoeken gebleken dat op het niveau van de bulkchemie de mens nog weinig invloed heeft gehad op de ondergrond (Blaser et al., 2000; Facchinelli et al., 2001; Shotyk et al., 2001; Spijker, 2005; Van der Veer, 2006). Dit betekent dat de bulkchemische samenstelling van de ondergrond overeenkomt met de natuurlijke samenstelling. De ondergrond kan dus gebruikt worden als model voor een onverstoorde bodem. Wanneer toch sprake is van invloed van de mens op de bulkchemie van de ondergrond, dan is dat vrij eenvoudig te onderkennen aan de hand van het tweede concept. Dit tweede concept is dat het hoofdelement aluminium (Al) gebruikt wordt als schatter (of voorspeller) voor de natuurlijke gehalten van de sporenelementen. In de onverstoorde C-horizont wordt het verband bepaald tussen Al en de verschillende sporenelementen. Dit verband is vervolgens in de bovengrond te gebruiken om de natuurlijke achtergrondwaarden voor de sporenelementen te schatten. Door dit te vergelijken met de daadwerkelijk gemeten gehalten aan sporenelementen is de antropogene aanrijking te schatten. Geochemische bodematlas van Nederland 33

35 De mineralogie van de Nederlandse bodem De basis van deze relatie tussen het hoofdelement Al en de sporenelementen ligt in de mineraalsamenstelling van de bodem. Zoals beschreven in de inleiding kan Nederland, afgezien van een stuk Limburg, beschouwd worden als een sedimentair bekken dat voornamelijk bestaat uit Pleistocene en en Holocene mariene en fluviatiele afzettingen die over het algemeen veel kleiiger zijn. Beide komen voor in combinatie met vorming. De mineralen in de Nederlandse sedimenten zijn verweringsproducten van primaire silicaten uit de gesteenten van het achterland (o.a. olivijnen, pyroxenen, amphibolen, veldspaten). Tijdens de vorming van het kristalrooster van deze primaire silicaten worden de geëigende bouwstenen zoals Si, O, Al, Fe, en Mg in het rooster ingebouwd. Dit zijn de zogenaamde bulk- of hoofdelementen omdat zij het hoofdbestanddeel uitmaken van het totale kristalrooster. Op basis van deze hoofdsamenstelling krijgen de verschillende mineralen ook hun naam (Wehdepohl, 1978, 1995; Deer et al., 1992; Li, 2000). Daarnaast wordt een hele reeks aan elementen in kleine tot zeer kleine hoeveelheden in het rooster ingebouwd. Dit zijn de zogenaamde sporenelementen (o.a. La, Dy, Pb, Ni, Hf ). Dit inbouwen van sporenelementen heeft te maken met de beschikbaarheid en met de chemische verwantschap tussen de verschillende elementen in het periodiek systeem. Tijdens verwering van de primaire mineralen naar secundaire mineralen (een essentieel onderdeel van de bodemvorming) blijft de associatie tussen de hoofdbestanddelen en de sporenelementen grotendeels bestaan. Er bestaan dus in de natuurlijke chemische samenstelling van de bodem vele relaties tussen elementen. Door het bestaan van dergelijke correlaties is in het algemeen de variatie in sporenelementen te verklaren uit de variatie in bulkelementen. Daarbij moet wel terdege in het oog worden gehouden dat deze relaties kunnen variëren afhankelijk van vele factoren zoals de mate van verwering, het uitgangsmateriaal, transport en sortering van het verweerde materiaal, en chemische reacties tijdens transport en sedimentatie (Tebbens, 1999). Daarnaast spelen de tijdschaal waarop deze factoren een rol spelen, variërend van minuten tot miljoenen jaren, en het klimaat ook een rol. Dat betekent dat voor de verschillende bodemtypen (ontstaan onder verschillende omstandigheden) ook verschillen kunnen bestaan in de verhoudingen tussen bulk- en sporenelementchemie. Daar staat tegenover dat een aantal relaties vrijwel altijd terugkeert. Een voorbeeld hiervan is de sterke correlatie van de Ni-concentratie (sporenelement) met de Al-concentratie (bulkelement) (Figuur 10). Uit diverse studies blijkt dat er voor vele sporenelementen een goede relatie bestaat met Al (Bianchini et al., 2002; Huisman et al., 1997; Mol, 2002; Sharma et al., 2000; Spijker, 2005; Spijker et al., 2008; Sterckeman et al., 2004; Tack et al., 1997; Tebbens et al., 2000; Van der Veer, 2006; Wilcke et al., 1998). Aluminium is een belangrijke bouwsteen van de aluminium-silicaten waartoe ook klei behoort. Aluminium kan daardoor als proxy (schatter of voorspeller) gebruikt worden om de natuurlijke chemische samenstelling wat betreft vele sporenelementen te voorspellen. Ni totaal (mg/kg) model bandbreedte model Al totaal (wt % Al 2 O 3) Figuur 10. Het verband tussen Ni en Al als voorbeeld van een element dat niet antropogeen is aangerijkt. De regressielijn met 90%-betrouwhaarheidsinterval is gebaseerd op de ondergrondmonsters. Relaties tussen aluminium (Al) en sporenelementen Er zijn vier verbanden tussen een natuurlijke proxy en een potentieel antropogeen beïnvloed element te onderscheiden. Bij het eerste verband is geen sprake van antropogene invloed. Er is dan geen verschil tussen de onder- en bovengrond, de puntenwolken liggen over elkaar heen. Een element dat dit patroon in grote lijnen volgt is nikkel (Figuur 10). Als er wel antropogene invloed 34 Geochemische bodematlas van Nederland

36 Pb totaal (mg/kg) onder model bandbreedte model Mo totaal (mg/kg) Ca totaal (wt % CaO) Al totaal (wt % Al 2 O 3 ) Al totaal (wt % Al 2 O 3 ) Al totaal (wt % Al 2 O 3 ) Figuur 11. Het verband tussen Pb en Al als voorbeeld van een element dat in de bovengrond antropogeen is aangerijkt. De regressielijn met 90%-betrouwhaarheidsinterval is gebaseerd op de ondergrondmonsters (zie de tekst voor uitleg). Figuur 12. Het verband tussen Mo en Al als voorbeeld van een element dat zowel in de bovengrond als in de ondergrond is aangerijkt, al dan niet antropogeen. Figuur 13. Het verband tussen Ca en Al als voorbeeld van een element dat geen duidelijk verband vertoont met Al (al lijkt er wel sprake van een ondergrens in het Ca gehalte die toeneemt met het Al gehalte). heeft plaatsgevonden, het tweede type verband, dan is dit zichtbaar door verhoogde concentraties in de bovengrond ten opzichte van de natuurlijke achtergrondconcentraties in de ondergrond. Een duidelijk voorbeeld hiervan is het element lood (Figuur 11). In dit geval ligt de puntenwolk van de bovengrond boven die van de ondergrond. In het derde geval is er tevens antropogene invloed geweest in de ondergrond. Dit is te zien aan de relatief hogere waarden van sommige monsters in de ondergrond ten opzichte van de overige waarden in de ondergrond. Dit patroon zal in de praktijk herkenbaar zijn omdat het niet waarschijnlijk is dat binnen een groot en divers gebied de gehele ondergrond in gelijke mate is aangerijkt. Een praktijkvoorbeeld hiervan is het element Mo (Figuur 12). Dat een element als Mo ook is aangerijkt in de ondergrond heeft vermoedelijk te maken met de grote mobiliteit onder uiteenlopende chemische omstandigheden. Mo is mobiel tot zeer mobiel in geoxideerde milieus onder alle ph-omstandigheden, de enige belemmeringen zijn gereduceerde omstandigheden en de aanwezigheid van carbonaat (Reimann et al., 1998; De Vos et al., 2006). In Nederlandse bodems spoelt het dus makkelijk naar beneden in het profiel. In het vierde voorbeeld is er geen relatie tussen de natuurlijke proxy en het antropogeen beïnvloede element. Een element dat in de praktijk grotendeels dit gedrag vertoont is calcium (Figuur 13). Hierbij valt echter wel op dat sprake lijkt van een ondergrens aan het Ca-gehalte die verband houdt met het Al-gehalte. Dit heeft waarschijnlijk te maken met het feit dat de Al-mineralen altijd voor een deel bestaan uit mineralen als Ca-veldspaat (anorthiet) en smectiet. Geochemische bodematlas van Nederland 35

37 Natuurlijke achtergrondconcentraties schatten Met de twee hiervoor beschreven concepten kunnen op basis van de samenstelling van de ondergrond relaties worden afgeleid tussen Al en de sporenelementen. Met deze relatie kan vervolgens op basis van het Al-gehalte in de bovengrond worden geschat wat het te verwachten gehalte aan sporenelementen is in de bovengrond. Wanneer van sommige sporenelementen de gehalten hoger zijn dan verwacht is sprake van (antropogene) aanrijking. Om dit voor Pb op 1 locatie concreet te maken staat in Figuur 11 een pijltje dat de aanrijking ten opzichte van de lineaire regressielijn aangeeft. De Al-concentratie van dit monster is ongeveer 10% op gewichtsbasis en de Pb concentratie is ongeveer 60 ppm. De regressielijn, gebaseerd op de onverstoorde ondergrondmonsters, geeft het natuurlijke verband aan tussen Al en Pb in de Nederlandse bodems en heeft als formule: Geschatte natuurlijke Pb-conc. = 1,72 gemeten Al-conc. + 2,38 [4] Ingevuld voor deze locatie met 10% aluminium levert dat een schatting op van het natuurlijke achtergrondgehalte voor lood van 19,58 mg/kg (1, ,38). Het gemeten Pb-gehalte was 60, dus de aanrijking wordt geschat op ongeveer 40 ppm. Op deze manier kan voor alle locaties de aanrijking worden geschat. Deze informatie kan vervolgens worden gebruikt om gemiddelde aanrijkingspercentages voor sporenelementen in de Nederlandse bodem te schatten, of voor het maken van kaarten waarop ruimtelijke aanrijkingspatronen zichtbaar kunnen worden gemaakt. Omdat de mineraalsamenstelling uitgangpunt is, werkt bovenbeschreven benadering voornamelijk goed in minerale bodems. In bodems met hoge gehalten aan organische stof (OM) zijn de relaties minder duidelijk. De kartering van achtergrondgehalten voor lood (Pb) in de bovengrond Met behulp van de hiervoor beschreven aanpak, bekend onder de naam geochemisch baseline model, is op iedere locatie een te verwachten natuurlijk gehalte aan sporenmetalen te berekenen. Meestal wil men dit echter voor een heel gebied weten, bijv. voor heel Nederland of voor een bepaalde regio. Je kunt dan bijv. gemiddeldes of medianen voor zo n gebied berekenen, maar vaak wil men ook de ruimtelijke patronen achterhalen. Het is dan gebruikelijk om met kaartbeelden te werken. In dit hoofdstuk geven we als voorbeeld de kaartbeelden voor het element lood (Pb) weer. We hebben zowel kaartbeelden gemaakt van het daadwerkelijk gemeten gehalte als van het natuurlijk achtergrondgehalte en de aanrijking, geschat op basis van het geochemisch baselinemodel. De waarden zijn in de kaart weergegeven als bollen. De grootte van de bol geeft de hoogte van de waarde aan. De grootte-verdeling van de bollen is gebaseerd op de statistische verdeling van de waarden. Let erop dat de schaal van de bollen is geoptimaliseerd per kaart; eenzelfde bolgrootte kan dus per kaart een verschillende concentratie weergeven. Als achtergrond voor de kaarten is de lithologische indeling van Nederland gebruikt (zie Figuur 1). Dankzij het gebruik van een robuuste regressietechniek die weinig last heeft van uitschieters en niet-normale verdelingen, kunnen voor veel elementen m.b.v. een algemeen model voor alle Nederlandse bodems op deze manier schattingen en kaartbeelden worden gemaakt van de achtergrondwaarden en de aanrijking in de bovengrond. Deze algemene benadering is gebruikt in Figuur 11. Toch levert het in de meeste gevallen winst, in de vorm van nauwkeuriger schattingen, op om per lithologie een apart geochemisch baseline model af te leiden. Voor sommige elementen (bijv. Barium) is dit zelfs onontkoombaar. De kaarten die hier gepresenteerd zijn voor lood zijn gebaseerd op baselinemodellen per lithologie. Ruimtelijke patronen die meteen opvallen zijn het effect van de lithologie en de vrijwel universele aanrijking van de Nederlandse bodem met lood. Het effect van de lithologie is duidelijk te zien aan het feit dat de totaalgehalten in de gronden over het algemeen laag zijn terwijl die in het kust- en rivierengebied, met zijn klei- en bodems, veel hoger zijn. Dat dit effect duidelijker is in het kaartje met de geschatte natuurlijke achtergrondwaarden (Figuur 15) duidt erop dat er naast de klei-mineralogie ook andere factoren een rol spelen in de ruimtelijke spreiding van Pb in de bodem. In Figuur 14 zijn daarom grote bollen te zien in de gebieden die het gevolg zijn van diffuse verontreiniging. 36 Geochemische bodematlas van Nederland

38 Pb totaal Natuurlijke achtergrond Pb mg/kg mg/kg Figuur 14. Kaart van de totaalgehalten (mg/kg) van Pb in de bovengrond. Figuur 15. Kaart van de geschatte achtergrondgehalten (mg/kg) van Pb in de bovengrond. (NB. De bollen zijn weliswaar ongeveer even groot als in Figuur 14, maar de schaalverdeling verschilt. Zie de tekst voor uitleg.) Geochemische bodematlas van Nederland 37

39 Deze grote bollen verdwijnen wanneer we de natuurlijke achtergrondwaarden voor die gebieden karteren. Aanrijking Pb Kaartjes van de werkelijke gehalten in de ondergrond vertonen meestal, net als de kaartjes van de geschatte achtergrondwaarden, een veel strakker verband met de lithologie. Dit geldt ook voor kaartjes van de bovengrondgehalten van elementen die niet of nauwelijks antropogeen zijn beïnvloed, zoals Ni mg/kg De vrijwel universele aanrijking van de bovengrond met lood vertoont ook nog wel enige structuur (Figuur 16). Voor de fluviatiele kleien geldt dat de aanrijking doorgaans binnen de range van de natuurlijk variatie blijft, dat wil zeggen onder het 90%-percentiel van het baseline model. De grootte van de aanrijking voor mariene kleien en gronden is vergelijkbaar met elkaar terwijl de totaalgehalten voor de kleien hoger zijn. Dit duidt erop dat het bodemtype geen doorslaggevende rol speelt bij de aanrijking, maar dat het diffuse verontreiniging betreft op grote ruimtelijke schaal die de klei en gronden op vergelijkbare wijze belast (met als bekendste voorbeeld lood in uitlaatgassen). Figuur 16. Kaart van de geschatte aanrijking (mg/kg) van Pb in de bovengrond. De grijze bollen duiden op een aanrijking die niet boven het 90-percentiel van het geochemisch baselinemodel voor achtergrondwaarden uitkomt, de zwarte bollen komen daar wel boven uit. 38 Geochemische bodematlas van Nederland

40 Hoofdstuk 4. Ecotoxicologische risico s van metalen in de bodem Gerben Mol, Job Spijker en Leo Posthuma Inleiding Niet alleen de toxicologische risico s van sporenmetalen in de bodem voor de mens zijn van belang (zie Hoofdstuk 6), ook de risico s die zij met zich meebrengen voor het bodemleven (wormen, mollen, mijten) zijn van belang. Zonder een gezond en divers bodemleven is immers ook de gezondheid van de bodem in het geding. En een ongezonde bodem kan niet leveren wat wij van haar verwachten, zoals o.a. een goede structuur en waterbergend vermogen, ziektewerend vermogen, natuurlijke vruchtbaarheid en vastlegging van organische stof. Om ecotoxicologische risico s in te schatten is het van belang te weten welk deel van de aanwezige sporenmetalen beschikbaar is voor opname door bodemdieren en- planten. Hiervoor is het belangrijk om onderscheid te maken tussen totaalgehalten, reactieve gehalten en beschikbare gehalten (zie ook Hoofdstuk 1). Het is in Nederland gebruikelijk om bij het beoordelen van ecotoxicologische risico s alleen rekening te houden met de risico s die worden veroorzaakt door antropogene verhogingen van gehalten aan sporenmetalen, en niet met de eventuele risico s van natuurlijke achtergrondgehalten (Struijs et al. 1997; Crommentuijn et al., 1997, 2000). Daarvoor is het belangrijk om natuurlijke achtergrondgehalten goed in te kunnen schatten (zie Hoofdstuk 3) en te kunnen onderscheiden van al dan niet antropogene verhogingen. In dit hoofdstuk illustreren wij hoe we de gegevens uit de Geochemische Bodematlas hebben gebruikt voor het schatten van de ecotoxicologische risico s van de huidige bodembelasting met metalen. Nieuw is vooral het gebruik van reactieve gehalten in plaats van totaalgehalten, en het meenemen van realistische schattingen van achtergrondconcentraties in de risicobeoordeling. Nieuw is ook het aggregeren van risico s van verschillende sporenmetalen tezamen. Op deze manier wordt zowel rekening gehouden met achtergrondconcentraties als met de potentiële maximale beschikbaarheid van alle aanwezige metalen, waardoor de ecotoxicologische risicobeoordeling veel realistischer wordt. We beschrijven in dit hoofdstuk twee onderdelen van de totale studie (Spijker et al., 2011). Ten eerste hoe we met behulp van Species Sensitivity Distributions (SSD, gevoeligheidsverdelingen van soorten) reactieve sporenmetaalgehalten van monsters uit het landelijke gebied hebben vertaald naar kwantitatieve inschattingen van de toxicologische risico s voor het bodemleven. Ten tweede hoe we deze inschattingen kunnen gebruiken om de risico s van metalen en de gevoeligheid van verschillende onderling te vergelijken. We gebruiken hiervoor de originele figuren uit het artikel van Spijker et al. (2011). Geochemische bodematlas van Nederland 39

41 De methode in vogelvlucht Om ecotoxicologische risicobeoordelingen te doen zijn een paar stappen nodig. Ten eerste moet bekend zijn welke concentraties er aanwezig zijn in de bodem. In dit hoofdstuk gebruiken we daarvoor de gegevens uit de dataset van de Geochemische Bodematlas. Voor dit soort risicobeoordelingen in de bodem worden meestal totaalgehalten gebruikt (meestal gebaseerd op de zogenaamde koningswaterontsluiting). In deze studie willen we echter naar realistischer inschattingen van het risico, en wel specifiek het door de mens toegevoegde aandeel daarin. Dat doen we door bepalingen van de sporenmetaalconcentraties in de bodem te gebruiken die een goede indruk geven van de potentieel beschikbare fractie van het sporenmetaal. Ten tweede moeten de metaalconcentraties in de bodem worden vertaald naar een maat voor de toxiciteit voor de biologische leefgemeenschap in de bodem. Daarvoor gebruiken we het concept van de Species Sensitivity Distribution (Posthuma et al., 2002). Beide stappen worden in de volgende paragrafen uitgelegd. Reactiviteit van sporenmetalen in de bodem Via de methode die we in deze paragraaf beschrijven komen we tot de keuze om de metaalconcentraties in 0,43 molair salpeterzuur (HNO 3 )-extracties te gebruiken als pragmatische schattingen voor de potentieel (maximaal) beschikbare fractie in de bodem, de fractie dus die toxische effecten teweeg zou kunnen brengen. De methode bestaat uit twee stappen. In de eerste stap wordt, op basis van de totaalgehalten in boven- en ondergrond monsters, een schatting gemaakt van de totale aanrijking van de bovengrond met het sporenmetaal. Die aanrijking bestaat meestal uit een mix van antropogene en natuurlijk verhoging van de concentratie, waarbij het afhangt van het metaal welke bron de overhand heeft. In de tweede stap wordt een link gelegd tussen deze schattingen van de aanrijking en de concentraties in de HNO 3 -extracten. Deze worden over het algemeen gezien als een goede indicatie van de potentieel beschikbare, reactieve fractie. De stappen zullen aan de hand van Figuur 17 worden toegelicht. De eerste stap wordt weergegeven in de vier grafiekjes aan de linkerkant in Figuur 17. De grafiekjes geven voor de metalen lood, cadmium, koper, en zink (Pb, Cd, Cu, Zn) de relatie weer tussen het totaalgehalte aan deze metalen en het aluminium-gehalte (hier als Al 2 O 3 ) in de bodem. De groene plusjes geven de ondergrondmonsters weer, en de zwarte bolletjes de bovengrondmonsters. De gehalten in de ondergrond worden beschouwd als niet of nauwelijks beïnvloed door menselijke activiteiten, en de regressielijnen in de grafiekjes, die alleen op de ondergrondmonsters zijn gebaseerd, worden beschouwd als de natuurlijke relaties tussen gehalten aan aluminium en die van de sporenmetalen. Op basis van dit natuurlijke verband kan voor de bovengrond een schatting worden gemaakt van de natuurlijke concentratie van het metaal. Door deze schatting te vergelijken met het daadwerkelijk gemeten gehalte kan vervolgens weer een inschatting worden gemaakt van de (antropogene) aanrijking van de bovengrond met dit metaal. In de linker grafiekjes van Figuur 17 is duidelijk te zien dat de meeste bovengrondmonsters in Nederland verhoogde gehalten aan lood, cadmium, koper, en zink (Pb, Cd, Cu, Zn) vertonen, variërend van nauwelijks verhoogd tot forse verhogingen van vele keren de natuurlijke concentraties. (Zie voor een uitgebreidere uitleg van het schatten van achtergrondconcentraties en aanrijking Hoofdstuk 3). De tweede stap wordt weergegeven in de vier grafiekjes aan de rechterkant in Figuur 17. Deze grafiekjes geven voor dezelfde vier sporenmetalen de relatie weer tussen de aanrijking in de bovengrond geschat zoals hiervoor beschreven, en de gemeten gehalten in HNO 3 -extracten ("reactieve") van dezelfde bovengrondmonsters. De lijn die in de grafieken staat weergegeven is de ideale 1:1 lijn (dus geen regressielijn). Het is duidelijk dat voor deze vier metalen de concentraties in 0,43 M HNO 3 -extracten een uitstekende praktische inschatting opleveren van de aanrijking van de bovengrond. Of deze aanrijking nu antropogeen of natuurlijk is, algemeen wordt zij beschouwd als het meest reactieve deel van de sporenmetalen in de bodem. De metalen die van nature voorkomen in de bodemmineralen maken voor het grootste deel onderdeel uit van de inerte (niet-reactieve) fractie (zie ook Hoofdstuk 1). Doordat de 0,43 M HNO 3 -extractie eenvoudig uit te voeren is en dus een schatting geeft van de lokale aanrijking van de bovengrond, is deze benadering uitermate geschikt voor praktische (eco)toxicologische risicobeoordeling, mede omdat deze potentieel beschikbare fractie de maximale toxische belasting van het systeem is. Door lokale condities, zoals een zuurgebufferde bodem, kan het reactieve deel van de metalen alsnog lokaal minder beschikbaar zijn dan deze bovengrens. 40 Geochemische bodematlas van Nederland

42 totaal Pb (mg/kg) totaal Cd (mg/kg) 0,0 0,4 0,8 totaal Cu (mg/kg) totaal Zn (mg/kg) Al 2 O 3 (wt %) Al 2 O 3 (wt %) Al 2 O 3 (wt %) Al 2 O 3 (wt %) Pb verrijking (mg/kg) Cd verrijking (mg/kg) 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 Cu verrijking (mg/kg) Zn verrijking (mg/kg) reactief Pb (mg/kg) 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 reactief Cd (mg/kg) reactief Cu (mg/kg) reactief Zn (mg/kg) Figuur 17. Grafieken die de manier weergeven waarmee in dit hoofdstuk de potentieel beschikbare reactieve fractie van de metalen Pb, Cd, Cu, en Zn worden geschat (Spijker et al., 2011). Toxicologische gevoeligheid van soorten: Species Sensitivity Distributions Om de gevoeligheid van soorten voor chemische stoffen vast te stellen worden ecotoxicologische tests uitgevoerd waarbij verschillende soorten afzonderlijk worden blootgesteld aan oplopende concentraties van de stof die wordt onderzocht. Voor al die soorten worden per geteste stof een aantal cruciale concentratie (effect) niveaus bepaald. Twee bekende voorbeelden hiervan zijn de no observed effect concentration (NOEC) en de LC50, de concentratie waarbij 50% van de individuen van de geteste soort de test niet overleeft. De gegevens over de gevoeligheid (bijv. de NOEC s) van alle geteste soorten voor een stofje, bijv. cadmium, kunnen worden gecombineerd in een grafiek zoals weergegeven in Figuur 18. Dit levert een zogenaamde Species Sensitivity Distribution op (zie Posthuma et al. 2002; Posthuma en Suter, 2011). Op de X-as staat de concentratie van het stofje (op een logaritmische schaal), op de Y-as staat de fractie van de getoetste soorten die een effect zou ondervinden bij blootstelling (de Potentieel Aangetaste Fractie ofwel: PAF). Ieder bolletje in de grafiek geeft de NOEC van een soort weer. Gecombineerd levert dit een verdeling op die de gevoeligheden van een biologische leefgemeenschap in de bodem representeert. Je kunt deze verdeling twee kanten op gebruiken. Als je de concentratie weet die in de bodem voorkomt, dan kun je op de Y-as aflezen welke deel van de soorten potentieel een effect ondervindt. Als je weet welk deel van de soorten je wilt beschermen, bijv. 95% zoals ook in de grafiek staat weergegeven, dan kun je aflezen wat je kritische concentratie in de bodem is (in dit geval Hazardous Concentration for 5% of the species of HC5). Geochemische bodematlas van Nederland 41

43 PAF Cumulatieve kans 1,0 0,9 0,8 0,7 0,6 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0, EQC HC 5 NOEC data Species Sensitivity Distribution Log Concentratie (mg/kg) Figuur 18. Het concept van de Species Sensitivity Distribution. EQC betekent Environmental Quality Criterion, ofwel: bodemnorm (Spijker et al., 2011). De resultaten Species Sensitivity Distributions voor vier sporenmetalen in de bodem In Figuur 19 staan de SSD s voor Cd, Pb, Cu, Zn gebaseerd op de ecotoxicologische data van Crommentuijn et al. (1997, 2000) in relatie tot de concentraties in de Nederlandse bodem gebaseerd op de geochemische bodematlas. Een paar belangrijke zaken worden zichtbaar in deze figuur. Ten eerste is te zien dat de verbanden tussen de concentraties en het toxische effect niet lineair zijn; een toename in de concentratie levert niet een evenredige toename in toxische schade (uitgedrukt als PAF) op. De SSD s hebben een S-vorm met eerst een vlak stuk waarin een concentratieverhoging nagenoeg geen effect heeft, vervolgens een stuk waarin een concentratieverhoging een gestaag oplopend effect laat zien, en in het derde deel vlakt dit effect weer af op een hoog schadeniveau. Hoewel er wat kritiek is geweest op de absolute waarden voor HC5 en PAF die de SSD-aanpak oplevert, is tenminste duidelijk dat een beperktere, relatieve interpretatie van de uitkomsten voor bijvoorbeeld het rangschikken van stoffen naar toxiciteit op basis van HC5-waarden goed mogelijk is (Posthuma en De Zwart, 2006; Posthuma en Suter, 2011). Hetzelfde geldt voor het rangschikken van PAF-waarden voor bodemmonsters. In Nederland wordt de HC5 gebruikt om het Maximaal Toelaatbaar Risico voor ecosystemen (MTR-eco) van stoffen te bepalen, en speelt de aanpak dus een belangrijke rol bij de normstelling. Vanwege deze eigenschappen zullen we de uitkomsten ook gebruiken voor het rangschikken van sporenmetalen naar ecotoxicologische risico, en voor het rangschikken van naar ecotoxicologische gevoeligheid. Voor het vertalen van de sporenmetaalconcentraties in de bodem naar PAFs via SSDs gebruiken we de ecotoxicologische data van Crommentuijn et al. (1997, 2000). Ten tweede is te zien dat het ene metaal toxischer is dan het andere. De SSD voor cadmium (Cd) begint al te stijgen bij een concentratie van 1 mg/kg terwijl die voor zink (Zn) pas begint te stijgen bij een concentratie van zo n 100 mg/kg. De andere metalen zitten daar tussenin. Ten derde blijkt voor deze vier sporenmetalen dat de potentieel maximaal beschikbare concentraties die in de Nederlandse bodem worden aangetroffen, weergegeven als grijze zones (Figuur 19), in het zeer lage traject van de SSD s liggen, en dus niet of nauwelijks leiden tot ecotoxicologische risico s (verhoogde PAF-waarden, in dit geval boven 5%, het MTR). Voor de zekerheid 42 Geochemische bodematlas van Nederland

44 benadrukken we dat een overschrijding van de NOEC, waarmee de SSD s in Figuur 19 bepaald zijn, impliceert dat voor een aantal test-soorten in zo n bodem het geen-effect niveau zou worden overschreden, maar dat dit nog lang geen lethale effecten zijn voor die soorten, noch voor de lokale soorten. Er zit een groot verschil tussen de NOEC van een test en de concentratie waarbij bodemorganismen daadwerkelijk sterven. Om sterfte van soorten in te schatten zouden de SSD s moeten worden gebaseerd op hogere kritische concentraties zoals de LC50. Deze curves zouden veel verder naar rechts liggen t.o.v. de x-as, wat weer betekent dat de grijze zones nog verder naar links in de staart van deze SSD s uitkomen. Sporenmetalen en ecotoxicologisch rangschikken Zoals in de vorige paragraaf toegelicht, is de volgorde waarop de metalen (op basis van mg/kg-concentraties) gerangschikt kunnen worden naar toenemende ecotoxiciteit als volgt: Zn, Pb, Cu, Cd. Het is interessant om met deze gegevens duidelijk vast te stellen dat de mate van aanrijking van een bodem met sporenmetalen lang niet altijd een goede indicatie is voor het optreden van ecotoxische effecten. Uit een eerdere studie op basis van deze geochemische dataset bleek dat de aanrijking van Zn, Pb, en Cu in absolute zin veel groter is dan die van Cd, maar uit de ecotoxicologische analyse blijkt dat toch voor Cd de grootste effecten zijn te verwachten. Dit fenomeen wordt veroorzaakt door het complexe samenspel tussen concentraties in de bodem, hun beschikbaarheid die afhankelijk is van bodemeigenschappen als ph en bindingscapaciteit, en hun toxische werking (die vaak ook weer afhankelijk is van ph en andere omstandigheden in het milieu van het organisme). PAF PAF 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 0, Cd 0, Cu PAF PAF Figuur 19. Species Sensitivity Distributions voor Cd, Pb, Cu, en Zn. Op de x-as staan concentraties (in mg metaal/ kg bodem). De tekentjes (bolletjes, driehoekjes, kruisjes, enz.) zijn NOEC-gegevens die zijn gebaseerd op ecotoxicologische tests met chronische blootstelling met verschillende soorten. Deze gegevens zijn overgenomen uit Crommentuijn et al. (1997). Om de vergelijkbaarheid te vergroten zijn de assen in de 4 grafiekjes hetzelfde. (Geteste soorten: aca=mijten, col=springstaarten, cru=crustacea, iso=isopods, ins=insecten, mac=planten, mol=slakken, nem=aaltjes, oli=regenwormen.). De grijze zones geven de spreiding aan van de reactieve metaalfracties zoals die in de bovengrond van niet-specifiek belaste gebieden in Nederland worden aangetroffen (Spijker et al., 2011). 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 0, Pb 0, Zn soorten aca col cru ins iso mac mol nem oli Geochemische bodematlas van Nederland 43

45 Een dergelijke gecombineerde analyse en de daaruit resulterende rangschikking van metalen biedt bijzonder nuttige aanknopingspunten voor het ontwikkelen van effectief beleid. De effecten van beleidsmaatregelen voor de reductie van de Cd-belasting van de bodem zullen namelijk groter zijn dan maatregelen voor de reductie van de Zn-belasting. De leefgemeenschappen in bodems worden natuurlijk nooit blootgesteld aan een enkel sporenmetaal, maar vrijwel altijd aan een mix van metalen, die op elke plek weer anders kan zijn. Om een indruk te krijgen van de gevoeligheid van de in Nederland voor deze vier metalen hebben we volgens de methode van De Zwart en Posthuma (2006) de netto toxiciteit van de mengsels gemodelleerd. Het voert te ver om dat hier uit te leggen, maar die modellering resulteert in zogenaamde mspafs, de meer-stoffen PAF. Dat is per lokatie één waarde die uitdrukt welke fractie van soorten aangetast zou worden bij een bepaald mengsel. We noemen deze eenheid de toxische druk. In Figuur 20 staan boxplots weergegeven van de mspafs voor de 5 hoofdbodemtypen die we hebben onderscheiden, namelijk löss, rivierklei, zeeklei,, en. Deze figuur suggereert dat de toxische druk die door de aanrijking in en mariene kleigronden kan ontstaan relatief (gemiddeld) het laagste is, al moet daarbij wel worden opgemerkt dat deze twee grondsoorten een grote spreiding vertonen en flink wat uitschietende waarden naar boven. Verder lijken gronden een wat hogere toxische druk voor leefgemeenschappen op te leveren. Dit kan te maken hebben met het feit dat een deel van de monsters afkomstig is uit gebieden met toemaakdekken. Dit zijn bodems waarop enkele eeuwen 0,00 0,02 0,04 0,06 0,08 mspaf Figuur 20. Boxplots van de chronische toxische druk van mengsels (mspaf waarden gebaseerd op NOECs) van de vier metalen voor de vijf hoofdbodemtypen die zijn onderscheiden (Spijker et al., 2011). pre-industrieel huishoudelijk afval is gedeponeerd. Al met al concluderen wij dat op basis van deze algemene analyse voor de Nederlandse bodems er geen reden is om onderscheid te maken in risicobeleid ten aanzien van de verschillende bodemtypen. Veel belangrijker is het om in concrete situaties de lokale omstandigheden van bodem goed te bepalen. Immers, het effect van de ph en de bindingscapaciteit van de bodem op de beschikbaarheid van sporenmetalen en daardoor op hun toxiciteit kan enorm groot zijn (zie ook Hoofdstuk 5). Dit kan in de praktijk betekenen dat een grond met relatief lage sporenmetaalgehalten maar ook met een lage ph toch een hoge toxiciteit voor het ecosysteem heeft, terwijl een kleigrond met hogere gehalten maar ook een hoge ph een veel lagere toxiciteit heeft. Ecotoxicologische risicobeoordeling en de beleidspraktijk Tot slot van dit hoofdstuk is een kleine vergelijking van de resultaten met de huidige beleidspraktijk nuttig. Dit doen we aan de hand van Figuur 21. Daarin is voor de vier sporenmetalen de relatie weergegeven tussen de totale concentratie in de bodem en de toxiciteit uitgedrukt als PAF. Merk op dat de PAFs gebaseerd zijn op de reactieve concentraties en niet op de totaalconcentraties. Er is in deze figuur echter juist voor totaalconcentraties langs de x-as gekozen omdat dit vergelijking met de huidige bodemnormering mogelijk maakt. Verder is in de figuren een horizontale stippellijn aangebracht die het MTReco, het beleidscriterium van 95% bescherming van het ecosysteem, weergeeft (PAF=5%; ofwel de fractie die waarschijnlijk wordt blootgesteld onder het niveau van enig effect is 100-5=95%). Daarnaast is een verticale stippellijn 44 Geochemische bodematlas van Nederland

46 PAF ( ) PAF ( ) 0,00 0,01 0,02 0,03 0,04 0,05 0,06 0,00 0,01 0,02 0,03 0,04 0,05 0, Pb (mg/kg) Cu (mg/kg) Figuur 21. Grafieken van de totaalconcentraties van Pb, Cd, Cu, en Zn tegen de potentieel aangetaste fracties (PAFs) die zijn gebaseerd op de reactieve concentraties van de metalen. De horizontale stippellijn geeft de HC5 weer, de verticale lijn de streefwaarde voor de bodemkwaliteit. PAF ( ) PAF ( ) 0,00 0,01 0,02 0,03 0,04 0,05 0,06 0,00 0,01 0,02 0,03 0,04 0,05 0,06 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 Cd (mg/kg) Zn (mg/kg) aangebracht die de Streefwaarde voor de bodemkwaliteit weergeeft. Het 95% beschermingscriterium is in elk plaatje 0,05 op de y-as, de streefwaarde is voor ieder metaal anders zoals te zien is op de x-as. Deze twee toetswaarden uit het huidige beleid verdelen elk grafiekje in vier kwadranten. Deze opdeling van de punten in de grafiekjes geeft inzicht in hoe de gestelde toetswaarden zich verhouden tot de toxicologische inschatting van de concentraties die in de bodem worden gemeten. Twee kwadranten geven aan dat er overeenstemming is tussen de toxicologische analyse en de toetswaarden. Punten die in het linker benedenkwadrant liggen blijven zowel onder de streefwaarde voor bodemkwaliteit als onder het 95% beschermingscriterium. Het klopt dus dat een metaalconcentratie onder de streefwaarde als voldoende beschermend voor het ecosysteem kan worden beschouwd. Punten die in het rechter bovenkwadrant liggen zijn ook in overeenstemming met het beleid. Het zijn waarden die boven de streefwaarde voor de bodemkwaliteit uitkomen, en ze leveren inderdaad potentieel meer dan 5% schade op aan het ecosysteem. De andere twee kwadranten geven aan dat de toetswaarden in het beleid niet zo realistisch zouden zijn. Punten in het rechter benedenkwadrant duiden op een overschrijding van de streefwaarde voor de bodemkwaliteit terwijl er nog geen ecologische schade is boven de 5%. Hier is de streefwaarde dus scherp genoeg om de ongewenste toxicologische schade aan het ecosysteem te beperken, maar in extreme gevallen kan een norm dan tegelijkertijd als veel te streng worden bekritiseerd. Punten in het linker bovenkwadrant duiden op de omgekeerde situatie; de streefwaarde voor Geochemische bodematlas van Nederland 45

47 bodemkwaliteit wordt nog niet overschreden, maar er is al wel meer dan 5% van het ecosysteem dat potentieel schade oploopt. De normen zijn in dit geval dus niet streng genoeg om deze schade te voorkomen. Het merendeel van de punten voor alle vier metalen ligt in de beide benedenkwadranten. Dit betekent dat ze voorkomen in concentraties die op minder dan 5% van de soorten een effect hebben. Voor lood en cadmium ligt zo n 10% van de waarden in het rechter benedenkwadrant en dus boven de streefwaarde, voor koper en zink is dat slechts zo n 3%. Voor al deze 4 sporenmetalen blijken de huidige streefwaarden dus toereikend voor de bescherming van ecosystemen tot het gedefinieerde niveau (minimaal 95% van de soorten beschermd tegen enig effect). Voor zink lijkt de streefwaarde vanuit ecotoxicologische perspectief laag gesteld; zelfs bij een overschrijding van de streefwaarden vertoont de PAF nog nauwelijks een verhoging. Voor de andere metalen lijkt de streefwaarde wel realistisch; er treedt een gestage stijging van de PAF op bij oplopende concentraties. 46 Geochemische bodematlas van Nederland

48 Hoofdstuk 5. Uitspoeling van zware metalen naar het grond- en oppervlaktewater Luc Bonten en Bert-Jan Groenenberg Aanvoer naar de bodem Gehalten in de vaste fase Transport naar andere bodemlagen Algemene bodemeigenschappen Concentraties in het bodemvocht Hydrologie Meteo Emissies naar het oppervlaktewater Figuur 22. Schematische weergave van het model voor de berekening van de uitspoeling uit de bodem. Inleiding In grote delen van Nederland is er een grote interactie tussen de bodem, het grondwater en het oppervlaktewater. Dit betekent dat de bodemkwaliteit ook voor een belangrijk deel de grond- en oppervlaktewaterkwaliteit bepaalt. Informatie over de bodemkwaliteit is dus nodig om iets te kunnen zeggen over grond- en oppervlaktewaterkwaliteit. In het bijzonder geldt dit voor een aantal zware metalen waarvan de concentraties in het oppervlaktewater reeds de geldende normen voor oppervlaktewaterkwaliteit overschrijden. In dit hoofdstuk laten we zien hoe geochemische data kunnen worden gebruikt om de uitspoeling van sporenmetalen van de bodem naar het oppervlaktewater te berekenen. Verder laten we zien hoe (veranderingen van) de bodemkwaliteit van invloed zijn op de waterkwaliteit. Dit hoofdstuk geeft drie voorbeelden van het gebruik van geochemische data voor berekeningen van de uitspoeling van stoffen uit bodems naar het grond- en oppervlaktewater: Historische reconstructie van Cd en Zn uitspoeling op regionale schaal (Keersop stroomgebied). Schatting van uitspoeling op landelijke schaal (emissieregistratie). Effecten van maatregelen op de toekomstige uitspoeling. Geochemische bodematlas van Nederland 47

49 Algemene modelaanpak In alle drie de voorbeelden wordt een vergelijkbare modelaanpak gebruikt. Figuur 22 geeft schematisch deze aanpak weer. Uitgangspunt in de berekeningen zijn de gehalten in de bodem. Omdat we uitspoeling berekenen op regionale of landelijke schaal worden hiervoor vlakdekkende kaarten van gehalten gebruikt. In Hoofdstuk 2 is beschreven hoe de individuele metingen in de geochemische database kunnen worden vertaald naar deze kaarten. De gehalten in de bodem worden vertaald naar concentraties in het bodemvocht. Hoofdstuk 1 beschrijft hoe data uit de geochemische database hiervoor kunnen worden gebruikt. Met informatie over grondwaterstromen (=hydrologie) wordt vervolgens het transport in de bodem en de uitspoeling gemodelleerd. Bij dynamische berekeningen worden ook veranderingen van de vaste fase-gehalten door uit- en inspoeling en door aanvoer van buitenaf naar de bodem meegenomen. Cd en Zn uitspoeling in het stroomgebied van de Keersop, Kempen Inleiding De Keersop is een klein riviertje op de grens van de Belgische en Nederlandse Kempen (zie Figuur 23). In de omgeving staan vier zinkfabrieken waar sinds het einde van de 19 e eeuw zink wordt geproduceerd. Deze zinkproductie leidde tot ca tot grote uitstoot van o.a. zink, cadmium en lood naar de lucht. Hierdoor is de bodem in de omgeving van de fabrieken verontreinigd geraakt met deze stoffen (zie ook Hoofdstuk 2). Deze bodemverontreiniging leidt vervolgens tot uitspoeling van deze stoffen naar het grond- en oppervlaktewater. Om na te gaan wat de historische en de te verwachten kwaliteit van grond- en oppervlaktewater is, is met een model de ontwikkeling van deze uitspoeling in de tijd gemodelleerd (Kroes et al., 2008). Aanpak Startpunt van de berekeningen is het jaar Op dat moment was de zinkproductie nog heel klein en was er dus ook nauwelijks bodemverontreiniging. De natuurlijke gehalten in de bodem (zie Hoofdstuk 3) zijn daarom als uitgangspunt genomen. Figuur 24 geeft een overzicht van de aanvoer van zink naar de bodem voor de periode 1890 tot Deze figuur laat duidelijk de toename van de depositie zien in de tijd. Ook de afnames door vermindering van de productie tijdens de beide wereldoorlogen zijn duidelijk zichtbaar. Vanaf 1970 is het productieproces aangepast waardoor de uitstoot sterk daalde. Verder zijn afvalstoffen die bij de productie Figuur 23. Stroomgebied van de Keersop. Ligging van de zinkfabrieken staat weergegeven in de middelste kaart. 48 Geochemische bodematlas van Nederland

Voorwoord. 30 vragen. en antwoorden. over bodemvruchtbaarheid

Voorwoord. 30 vragen. en antwoorden. over bodemvruchtbaarheid Voorwoord 30 vragen en antwoorden over bodemvruchtbaarheid Voorwoord 30 vragen en antwoorden over bodemvruchtbaarheid René Schils 2012 2 Voorwoord Voorwoord Bodemvruchtbaarheid is een klassiek thema in

Nadere informatie

Het veen verdwijnt uit Drenthe

Het veen verdwijnt uit Drenthe Het veen verdwijnt uit Drenthe Omvang, oorzaken en gevolgen Alterra-rapport 1661 ISSN 1566-7197 Het veen verdwijnt uit Drenthe Omvang, oorzaken en gevolgen Folkert de Vries Rob Hendriks Rolf Kemmers Ria

Nadere informatie

Natuurlijke Afbraak: Het is niet niks!

Natuurlijke Afbraak: Het is niet niks! SKB De Stichting Kennisontwikkeling Kennisoverdracht Bodem draagt zorg voor kennisontwikkeling en kennisoverdracht die eigenaren en beheerders van percelen en terreinen nodig hebben om de kwaliteit van

Nadere informatie

Kennisdocument diepe meren en plassen: ecologische systeemanalyse, diagnose en maatregelen. kijk op diepe plassen

Kennisdocument diepe meren en plassen: ecologische systeemanalyse, diagnose en maatregelen. kijk op diepe plassen Kennisdocument diepe meren en plassen: ecologische systeemanalyse, diagnose en maatregelen Een heldere kijk op diepe plassen 2010 38 Kennisdocument diepe meren en plassen: ecologische systeemanalyse, diagnose

Nadere informatie

TECHNISCH RAPPORT KLEI VOOR DIJKEN. Wfl >-^?- dviescommissie voor de J aterkeringen

TECHNISCH RAPPORT KLEI VOOR DIJKEN. Wfl >-^?- dviescommissie voor de J aterkeringen TECHNISCH RAPPORT KLEI VOOR DIJKEN Wfl >-^?- I echnische ' / '.;,' '.«v dviescommissie voor de J aterkeringen Delft, mei 1996 Technisch rapport klei voor dijken Inhoud 1 Inleiding 1.1 Aanleiding en doel

Nadere informatie

Baggerspecie in Zee; hoe regelen we dat verantwoord?

Baggerspecie in Zee; hoe regelen we dat verantwoord? Ministerie van Verkeer en Waterstaat Directoraat -Generaal Rijkswaterstaat Rijksinstituut voor Kust en Zee/RIKZ Baggerspecie in Zee; hoe regelen we dat verantwoord? een nieuw effectgericht beoordelingsysteem

Nadere informatie

Een boekje open over fijn stof

Een boekje open over fijn stof Een boekje open over fijn stof Alles en nog wat meer over fijn stof Ed Buijsman LUVO reeks 3 Een boekje open over fijn stof, 2de herziene uitgave LUVO reeks nummer 3 2007 Uitgeverij Tinsentiep, Houten

Nadere informatie

ACHTERGRONDRAPPORT BIJ DE PLANVORMING VOOR KRW2. Achtergronden en methodieken uit de KRW en de toepassing daarvan door Rijnland

ACHTERGRONDRAPPORT BIJ DE PLANVORMING VOOR KRW2. Achtergronden en methodieken uit de KRW en de toepassing daarvan door Rijnland ACHTERGRONDRAPPORT BIJ DE PLANVORMING VOOR KRW2 Achtergronden en methodieken uit de KRW en de toepassing daarvan door Rijnland Archimedesweg 1 CORSA nummer: 14.08364 postadres: versie: 2 postbus 156 auteur:

Nadere informatie

Rapport 260322004/2009 C.A. Baan C.G. Schoemaker. Diabetes tot 2025. preventie en zorg in samenhang

Rapport 260322004/2009 C.A. Baan C.G. Schoemaker. Diabetes tot 2025. preventie en zorg in samenhang Rapport 260322004/2009 C.A. Baan C.G. Schoemaker Diabetes tot 2025 preventie en zorg in samenhang DIABETES TOT 2025 PREVENTIE EN ZORG IN SAMENHANG Eindredactie: C.A. Baan en C.G. Schoemaker Sector Volksgezondheid

Nadere informatie

Water als bron van duurzame energie. Inspiratieatlas van mogelijkheden

Water als bron van duurzame energie. Inspiratieatlas van mogelijkheden Water als bron van duurzame energie Inspiratieatlas van mogelijkheden Deltares augustus 2008 2 Water als bron van duurzame energie Inhoud Inhoud 3 Voorwoord 5 Opgewekt uit water 7 1. Beschrijving van technieken

Nadere informatie

Afwegingen bij het gebruik van grondwater en de ondergrond

Afwegingen bij het gebruik van grondwater en de ondergrond Afwegingen bij het gebruik van grondwater en de ondergrond Een verkenning op basis van ecosysteemdiensten Hans Peter Broers (Deltares) Johannes Lijzen (RIVM) met bijdragen van: Patrick van Beelen (RIVM)

Nadere informatie

Sociale uitsluiting bij kinderen: omvang en achtergronden

Sociale uitsluiting bij kinderen: omvang en achtergronden Sociale uitsluiting bij kinderen: omvang en achtergronden Sociale uitsluiting bij kinderen: omvang en achtergronden Annette Roest Anne Marike Lokhorst Cok Vrooman Sociaal en Cultureel Planbureau Den Haag,

Nadere informatie

BEOORDELEN VAN ONDERZOEKS- VAARDIGHEDEN VAN LEERLINGEN

BEOORDELEN VAN ONDERZOEKS- VAARDIGHEDEN VAN LEERLINGEN BEOORDELEN VAN ONDERZOEKS- VAARDIGHEDEN VAN LEERLINGEN richtlijnen, alternatieven en achtergronden kernredactie: Dr. K.M. Stokking Drs. M.F. van der Schaaf MesoConsult B.V. Tilburg juni 1999 Deze brochure

Nadere informatie

Kinderen met een handicap in Tel

Kinderen met een handicap in Tel Kinderen met een handicap in Tel Kerngegevens per provincie, gemeente en wijk Bas Tierolf Dick Oudenampsen Kinderen met een handicap in Tel Kerngegevens per provincie, gemeente en wijk Bas Tierolf Dick

Nadere informatie

Kleine landschapselementen als invangers van fijn stof en ammoniak

Kleine landschapselementen als invangers van fijn stof en ammoniak Kleine landschapselementen als invangers van fijn stof en ammoniak A. Oosterbaan A.E.G. Tonneijck E.A. de Vries Alterra-rapport 1419, ISSN 1566-7197 Kleine landschapselementen als invangers van fijn stof

Nadere informatie

vezelgrondstof uit zeefgoed

vezelgrondstof uit zeefgoed fina final l rereport vezelgrondstof uit zeefgoed rapport 2013 21 vezelgrondstof uit zeefgoed rapport 2013 21 ISBN 978.90.5773.631.1 stowa@stowa.nl www.stowa.nl TEL 033 460 32 00 FAX 033 460 32 01 Stationsplein

Nadere informatie

Schaal- en synergie-effecten bij de spoedeisende hulp

Schaal- en synergie-effecten bij de spoedeisende hulp Schaal- en synergie-effecten bij de spoedeisende hulp Een literatuur- en empirisch onderzoek naar de kostenstructuur van de spoedeisende hulp Centrum voor Innovaties en Publieke Sector Efficiëntie Studies,

Nadere informatie

Nanodeeltjes in water

Nanodeeltjes in water RIVM rapport 607030001/2007 Waterdienst (RIZA) rapport nr. 2007.028 Kiwa rapport nr. BTO 2007.036 Nanodeeltjes in water J. Struijs, RIVM D. van de Meent, RIVM W.J.G.M. Peijnenburg, RIVM E. Heugens, RIVM

Nadere informatie

Beleidskader: Goed gietwater glastuinbouw

Beleidskader: Goed gietwater glastuinbouw Beleidskader: Goed gietwater glastuinbouw November 2012 1 COLOFON Werkgroep Dit beleidstandpunt is opgesteld door het Ministerie van Infrastructuur en Milieu (I&M) is samenwerking met een werkgroep bestaande

Nadere informatie

Van bejegening tot vertrek

Van bejegening tot vertrek Van bejegening tot vertrek 308 Onderzoek en beleid Van bejegening tot vertrek Een onderzoek naar de werking van vreemdelingenbewaring B. van Alphen T. Molleman A. Leerkes J. van Hoek Onderzoek en beleid

Nadere informatie

van Balen, Kalkboek. Het gebruik van kalk als bindmiddel voor metsel- en voegmortels in verleden heden

van Balen, Kalkboek. Het gebruik van kalk als bindmiddel voor metsel- en voegmortels in verleden heden Kalkboek. Het gebruik van kalk als bindmiddel voor metsel- en voegmortels in verleden en heden Koen van Balen, Bert van Bommel, Rob van Hees, Michiel van Hunen, Jeroen van Rhijn en Matth van Rooden bron

Nadere informatie

De jeugd een zorg. Ramings- en verdeelmodel jeugdzorg 2007

De jeugd een zorg. Ramings- en verdeelmodel jeugdzorg 2007 De jeugd een zorg De jeugd een zorg Ramings- en verdeelmodel jeugdzorg 2007 John Stevens Evert Pommer Hetty van Kempen Elke Zeijl Isolde Woittiez Klarita Sadiraj Rob Gilsing Saskia Keuzenkamp Sociaal

Nadere informatie

& Projectbureau Belvedere. Handreiking Cultuurhistorie in m.e.r. en MKBA. Witteveen+Bos. van Twickelostraat 2. postbus 233.

& Projectbureau Belvedere. Handreiking Cultuurhistorie in m.e.r. en MKBA. Witteveen+Bos. van Twickelostraat 2. postbus 233. & Projectbureau Belvedere Handreiking Cultuurhistorie in m.e.r. en MKBA van Twickelostraat 2 postbus 233 7400 AE Deventer telefoon 0570 69 79 11 telefax 0570 69 73 44 & Projectbureau Belvedere Handreiking

Nadere informatie

GEBRUIK VAN NANOPRODUCTEN IN DE NEDERLANDSE BOUWNIJVERHEID. Toepassingen, mogelijke risico s en beheersing

GEBRUIK VAN NANOPRODUCTEN IN DE NEDERLANDSE BOUWNIJVERHEID. Toepassingen, mogelijke risico s en beheersing GEBRUIK VAN NANOPRODUCTEN IN DE NEDERLANDSE BOUWNIJVERHEID Toepassingen, mogelijke risico s en beheersing Auteurs: F. van Broekhuizen, IVAM UvA J.C. van Broekhuizen, IVAM UvA R.T.M. Cornelissen, IVAM UvA

Nadere informatie

G. Driessen J. Doesborgh. De feminisering van het basisonderwijs

G. Driessen J. Doesborgh. De feminisering van het basisonderwijs G. Driessen J. Doesborgh De feminisering van het basisonderwijs DE FEMINISERING VAN HET BASISONDERWIJS ii De feminisering van het basisonderwijs Effecten van het geslacht van de leerkrachten op de prestaties,

Nadere informatie

En de boer, hij ploegde niet meer?

En de boer, hij ploegde niet meer? En de boer, hij ploegde niet meer? Literatuurstudie naar effecten van niet kerende grondbewerking versus ploegen. Rommie van der Weide, Frans van Alebeek & Rob van den Broek Praktijkonderzoek Plant & Omgeving

Nadere informatie

Opname van struviet als categorie in het Uitvoeringsbesluit Meststoffenwet

Opname van struviet als categorie in het Uitvoeringsbesluit Meststoffenwet Wettelijke Onderzoekstaken Natuur & Milieu Opname van struviet als categorie in het Uitvoeringsbesluit Meststoffenwet Advies WOt-werkdocument 332 P.A.I. Ehlert, T.A. van Dijk en O. Oenema Opname van struviet

Nadere informatie

Wat veteranen vertellen

Wat veteranen vertellen Wat veteranen vertellen Wat veteranen vertellen Verschillende perspectieven op biografische interviews over ervaringen tijdens militaire operaties Onder redactie van Harry van den Berg, Stef Scagliola

Nadere informatie

Rijksvisie op het duurzaam gebruik van de ondergrond

Rijksvisie op het duurzaam gebruik van de ondergrond Rijksvisie op het duurzaam gebruik van de ondergrond Aanleiding Het kabinet is van mening dat een rijksvisie op het duurzaam gebruik van de ondergrond noodzakelijk is. De ondergrond 1 biedt kansen voor

Nadere informatie