Storten van baggerspecie in open putdepots (fase 2)

Transcriptie

1 Ministerie van Verkeer en Waterstaat jklmnopq Rijksinstituut voor Integraal Zoetwaterbeheer en Afvalwaterbehandeling/RIZA Storten van baggerspecie in open putdepots (fase 2) Deelrapport 3: Verspreiding van stikstof tijdens storten van baggerspecie in open putdepots 8 maart 2000

2 Ministerie van Verkeer en Waterstaat jklmnopq Rijksinstituut voor Integraal Zoetwaterbeheer en Afvalwaterbehandeling/RIZA Storten van baggerspecie in open putdepots (fase 2) Deelrapport 3: Verspreiding van stikstof tijdens storten van baggerspecie in open putdepots 8 maart 2000 RIZA werkdocument X AKWA-rapport Auteur: G.A. van den Berg (RIZA, afdeling WST)

3 Inhoudsopgave Voorwoord 5 Samenvatting 7 1 Inleiding 9 2 Stikstofhuishouding in natuurlijke watersystemen Inleiding Oppervlaktewater Liggende waterbodems Gestratificeerde watersystemen 16 3 Vrijkomen van stikstof tijdens storten Inleiding Vrijkomen van stikstof tijdens de stortfase Sedimentatiewater Consolidatiewater Berekening emissie van stikstof tijdens de stortfase 19 4 Scenarioberekeningen voor inschatting stikstofbelasting ten gevolge van storten Inleiding Niet-gestratificeerde open putdepots Modelbeschrijving Voorbeeldberekeningen Discussie Gestratificeerde open putdepots Inleiding Modelbeschrijving Voorbeeldberekeningen Discussie 27 5 Conclusies 30 Referenties 31 ג

4 ד

5 Voorwoord Het project "storten van baggerspecie in open putdepots" heeft tot doel het ontwikkelen van een beleidslijn voor het storten van verontreinigde specie in open putdepots. Het onderzoek voor dit project wordt gefaseerd uitgevoerd. De resultaten van de eerste fase zijn door het Advies en Kenniscentrum Waterbodems (AKWA) beschreven in een covernotitie (Best, J. de et al., 1999). Op basis van deze covernotitie is vervolgonderzoek gedefinieerd. In de tweede fase van het onderzoek wordt aandacht geschonken aan het ontwerp van een open putdepot, de verspreiding van verontreinigingen ten gevolge van storten van baggerspecie in open putdepots, evenals de consequenties voor normstelling en beheer. Deelproject 3 richt zich op de verspreiding van stikstof als gevolg van storten van baggerspecie in open en halfopen putdepots. Een eerste inventarisatie van bestaande onderzoeksresultaten op dit terrein is uitgevoerd door Jeroen Bakker in het kader van een afstudeerproject van de vakgroep Fysische Geografie (Universiteit Utrecht). In het voorliggende rapport wordt met behulp van een aantal scenarioberekeningen een beeld gegeven van het vrijkomen van stikstof bij het storten van baggerspecie in open putdepots. Tevens wordt aangegeven door welke locatie- en stofspecifieke parameters de gevoeligheid voor verspreiding van stikstof het meest wordt beïnvloed. De auteur bedankt dr. F. van Luijn (RWS-RDIJ) en dr. P.C.M. Boers (RIZA-WSE) voor het kritisch doorlezen van dit rapport. Gerard van den Berg (maart 2000) ה

6 ו

7 Samenvatting Het storten van baggerspecie in open putdepots in uiterwaarden, rivierbeddingen, meren, havens en kanalen wordt sinds enkele jaren beleidsmatig gezien als een mogelijkheid voor het milieuvriendelijk opbergen van verontreinigd baggerspecie. In dit rapport is de verspreiding van stikstof tijdens storten van baggerspecie in open putdepots beschreven. Hierbij is gekozen voor een concentratie- en effectbenadering. De belangrijkste conclusie is dat de samenstelling en textuur van de baggerspecie slechts in beperkte mate verantwoordelijk is voor een eventuele extra belasting van het oppervlaktewater met stikstof. Daarnaast beïnvloeden voornamelijk locatiespecifieke omstandigheden de verspreiding van stikstof en de ecotoxicologische effecten gerelateerd aan het vrijkomen van stikstof in het oppervlaktewater. In stromende systemen zijn door het hoge uitwisselingsdebiet effecten van het storten van baggerspecie op de stikstofhuishouding in het oppervlaktewater in het algemeen verwaarloosbaar. Hoewel de totale vracht aan stikstof naar het oppervlaktewater gelijk blijft, lijkt storten van baggerspecie in een tijdelijk gestratificeerde put met betrekking tot het vrijkomen van stikstof voordelen te hebben ten opzichte van storten in een niet-gestratificeerde put met vergelijkbare dimensies. Indien de put wordt gebouwd in een stagnant, en mogelijk eutrofiëringsgevoelig, niet-gestratificeerd watersysteem of wanneer rond de put een damwand is gebouwd, waardoor een klein uitwisselingsdebiet wordt gecreëerd tussen de put en het omliggende stromende oppervlaktewater (vergelijkbaar met een halfopen putdepot), zijn in en nabij de put gedurende de zomermaanden zowel acute toxiciteit als gevolg van het vrijkomen van ammoniak als effecten op eutrofiëring mogelijk. Bij een dergelijke inrichting is er een permanente belasting van het oppervlaktewater met stikstof (dergelijke risico's worden echter niet verwacht wanneer wordt gestort in een tijdelijk gestratificeerde put, omdat omslag van een gestratificeerde situatie naar een gemengde put plaatsvindt in het najaar). Naast de intrinsieke eigenschappen van de baggerspecie is dus ook de keuze en inrichting van de locatie, evenals de keuze van de storttechniek, zeer belangrijk bij de beoordeling of storten van baggerspecie in een open putdepot kan resulteren in risico's met betrekking tot het vrijkomen van stikstof. ז

8 ח

9 1 Inleiding Het storten van baggerspecie in open putdepots in uiterwaarden, rivierbeddingen, meren, kanalen en havens wordt sinds enkele jaren beleidsmatig gezien als een mogelijkheid voor het milieuvriendelijk opbergen van verontreinigd baggerspecie. Dit wordt bijvoorbeeld beschreven in de Vierde Nota waterhuishouding (1998). Voor de bouw van dergelijke depots wordt gedacht aan verschillende bovenregionale locaties in de Rijkswateren (bijv. Hollandsch Diep, IJmeer, Kaliwaal en Molengreend). De randvoorwaarden voor de bouw van dergelijke open putdepots zijn afhankelijk van locatiespecifieke omstandigheden en mogelijkheden ter beperking van emissie richting oppervlaktewater (Absil & Bakker, 1999). In de meeste rapportages over berging van baggerspecie in depots wordt aandacht besteed aan de ecotoxicologische en verspreidingsrisico's met betrekking tot zwevend stof, zware metalen en organische microverontreinigingen. Op dit moment heeft het bestaande modelinstrumentarium voor de inschatting van emissies bij het storten van baggerspecie in open putdepots (WESTSIDE) de mogelijkheid de verspreiding van zware metalen en organische microverontreinigingen te kwantificeren. In een aantal studies wordt echter ook de potentiële beïnvloeding van stikstofconcentraties in het oppervlaktewater door storten van baggerspecie benadrukt (o.a. Hartnack & Wesseling, 1990; Hartnack, 1994; Hartnack et al., 1996). De ecotoxicologische risico's die samenhangen met verhoogde concentraties aan stikstof in oppervlaktewater zijn voornamelijk gerelateerd aan eutrofiëring en acute toxiciteit ten gevolge van het vrijkomen van ammoniak. In de kennisinventarisatie die is uitgevoerd in het kader van de eerste fase van het project storten van baggerspecie in open putdepots (Heijdt, van der et al., 1999), is benadrukt dat aanzienlijke verschillen worden gemeten in concentraties aan ammonium in waterbodems (poriewater) en concentraties in oppervlaktewater. Dit verschil wordt toegeschreven aan de vorming van ammonium bij anaërobe afbraak van organisch stof in de waterbodem (zie Berg, van den & Loch, 1993). Daarom wordt verwacht dat het uittreden van ammonium tijdens storten van baggerspecie tot aanzienlijke verhoging van de stikstof concentratie in het oppervlaktewater kan leiden. Mogelijk kan het vrijkomen van stikstof onder bepaalde condities van storten van baggerspecie zelfs een belangrijke rol spelen in de beoordeling, zoals reeds eerder door Hartnack (1994) is opgemerkt. Slechts in een beperkt aantal studies is het vrijkomen en de verspreiding van stikstof tijdens storten van baggerspecie ook daadwerkelijk in beeld gebracht. Zoals is aangetoond in de studie in de Averijhaven (zie Gerrits, 1999) kan vrijkomen van stikstof in gesloten depots inderdaad een probleem vormen voor de kwaliteit van het retourwater. In de Averijhaven was echter geen sprake van een bovenstaande waterkolom, maar was alle water in het depot afkomstig uit de gestorte specie en regenwater, waardoor verdunning minimaal is. Voor open putdepots is het effect van vrijkomen van stikstof nog niet duidelijk in beeld gebracht. ט

10 Het doel van dit rapport is het inzichtelijk maken van de verhoogde stikstofbelasting ten gevolge van het storten van baggerspecie in open putdepots in de Rijkswateren. Hierbij spelen de volgende vragen een belangrijke rol: welke hoeveelheid stikstof zal vrijkomen tijdens storten van verontreinigde specie in open putdepots; welke relatie is er met het gehalte aan stikstof in de baggerspecie; welke processen in baggerspecie en oppervlaktewater spelen een belangrijke rol; welke effecten zijn eventueel in het watersysteem te verwachten; en welke mogelijkheden zijn er om deze effecten te beperken. In dit rapport zal worden besproken in hoeverre het mogelijk is op basis van de samenstelling en textuur van de baggerspecie (stofspecifieke risicobenadering) en locale factoren te beoordelen of storten van baggerspecie in open putdepots een mogelijke milieuvriendelijke optie is. Hiertoe bevat dit rapport een beschrijving van de stikstofhuishouding in natuurlijke watersystemen en de beïnvloeding hiervan tijdens het storten van baggerspecie in open putdepots. Met een aantal scenarioberekeningen wordt vervolgens aangegeven welke extra belasting van stikstof in het oppervlaktewater kan worden verwacht bij het storten van baggerspecie in open en halfopen putdepots en in welke gevallen een locatiespecifieke studie noodzakelijk kan zijn om tot een goede inschatting te komen van eventuele risico's. Concluderend zal worden aangegeven welke parameters de gevoeligheid voor verspreiding van stikstof het meest beïnvloeden. י

11 2 Stikstofhuishouding in natuurlijke watersystemen Inleiding Het in beeld brengen van het vrijkomen van stikstof tijdens storten is van belang, omdat de ecologische samenstelling van oppervlaktewater sterk kan worden beïnvloed door stikstofgerelateerde processen, zoals eutrofiëring (algenbloei) en vrijkomen van ammoniak. Om tot een goede inschatting te komen van de stikstofgerelateerde potentiële en actuele risico's bij het storten van baggerspecie in open putdepots is het in eerste instantie noodzakelijk een beeld te hebben van het gedrag van stikstof onder natuurlijke omstandigheden. In dit hoofdstuk worden achtereenvolgens de stikstofhuishouding in oppervlaktewater, de relatie met processen in de waterbodem en de specifieke processen die plaatsvinden in gestratificeerde watersystemen, beschreven (voor een uitgebreide beschrijving van het gedrag van stikstof in natuurlijke watersystemen wordt verwezen naar bijvoorbeeld Wetzel (1975)). 2.2 Oppervlaktewater De stikstofcyclus in natuurlijke watersystemen is zeer complex. Door de grote variatie in dynamiek kunnen ruimtelijk grote verschillen optreden, waardoor inschatting van locale condities en intensiteiten van processen noodzakelijk is. Het gedrag van stikstof in oppervlaktewater kan worden gemodelleerd door rekening te houden met de processen die omzetting tussen de verschillende compartimenten en stikstofvormen beschrijven. De belangrijkste opgeloste stikstofspecies zijn nitraat (NO 3 - ) en ammonium (NH 4 + ). Ammonium komt voornamelijk in het oppervlaktewater terecht via diffuse bronnen door uitspoeling uit landbouwgronden en nalevering uit de liggende waterbodem. In zuurstofhoudend oppervlaktewater vindt vervolgens omzetting van ammonium naar nitraat (nitrificatie) plaats via redox-reacties 1 en 2, waarvan de eerste de snelheidsbepalende is: 2NH O 2 2NO H + + 2H 2 O (1) en 2NO O 2 2NO 3 (2) Het zuurstofverbruik voor nitrificatie is relatief hoog: per g NH 4 -N wordt 4,57 g O 2 verbruikt. Bij lage zuurstofconcentraties treedt remming op, waardoor ophoping van nitriet (NO 2 - ) kan plaatsvinden in het oppervlaktewater. Door het optreden van nitrificatie zijn ammonium concentraties in zuurstofhoudend oppervlaktewater in het algemeen zeer laag. Snelheden voor nitrificatie liggen voor de Rijn in de orde van 0,1-1,5 mg NH 4 + -N/l per dag (Admiraal & Botermans, 1989). אי

12 Door verschil in aanvoer en temperatuursafhankelijkheid van de meeste stikstof-gerelateerde processen in het oppervlaktewater (bij verhoging van de temperatuur met 10 C verdubbelt bijvoorbeeld de nitrificatiesnelheid) zijn opgeloste nitraat- en ammoniumconcentraties in oppervlaktewater niet constant. De seizoensvariatie in nitraat en ammonium in het oppervlaktewater is weergegeven in figuur 2.1 voor een stromend systeem (de Rijn) en een stagnant (stilstaand) systeem (IJsselmeer). Als gevolg van beperkte nitrificatie (bij een temperatuur lager dan 5 C zijn nitrificatie- en denitrificatiesnelheden verwaarloosbaar) worden de hoogste concentraties aan ammonium gemeten in het winterhalfjaar Figuur 2.1 Concentraties nitraat + nitriet (a) en ammonium (b) in de Rijn (bij Lobith; dichte rode symbolen) en in het IJsselmeer (locatie Vrouwezand; open blauwe symbolen) gedurende de periode (data afkomstig uit MWTL). NO NO3 - (mgn/l) Datum (a) NH 4 + (mgn/l) Datum (b) בי

13 In eutrofiëringsgevoelige watersystemen kunnen grote verschillen in concentraties aan stikstof tussen zomer en winter worden aangetroffen (zie Zwolsman, 1999 a ). Dergelijke verschillen (zie bijv. figuur 2.1) kunnen worden verklaard door gedeeltelijke of volledige assimilatie van opgelost stikstof door algen. Volledige assimilatie leidt derhalve tot stikstof-limitatie. Algen kunnen zowel ammonium als nitraat assimileren. Bij hoge ammoniumconcentraties wordt ammonium preferent opgenomen. Een sterke toename in algengroei wordt verwacht bij een stikstofconcentratie groter dan 2,2 mg N/l (MTR voor oppervlaktewater gedurende de zomermaanden) in eutrofiëringsgevoelige (stagnante) wateren (voor een definitie van eutrofiëringsgevoelige wateren wordt verwezen naar Huisman et al. (1999)). Omdat een dergelijke opgeloste stikstofconcentratie in veel watersystemen wordt overschreden, is een terugdringing van onder andere de stikstofbelasting een belangrijk doel bij de bestrijding van de gevolgen van eutrofiëring (zie Van der Molen, 1996). Boers et al. (1993) stellen zelfs dat het mogelijk noodzakelijk is om een lagere ecologische streefwaarde (1,0 mg N/l) vast te stellen om een gezond en soortenrijk watersysteem te bereiken. Er moet bovendien rekening mee worden gehouden dat als gevolg van een algengroei de ph van het oppervlaktewater gedurende de zomermaanden kan toenemen. In het IJsselmeer worden gedurende de zomer ph-waarden hoger dan 9 gemeten, terwijl gedurende de winter de ph kan dalen tot ph 8 (zie Zwolsman, 1996). De ph voor stromende watersystemen ligt veelal lager (de gemiddelde ph voor de Rijn is 7,75). Omdat zich een evenwicht instelt tussen ammonium en ammoniak leidt een toename in ammonium op korte termijn tot een verhoogde concentratie aan opgelost ammoniak (NH 3 ). Ammoniak is acuut toxisch voor o.a. vissen (de MTR voor ammoniak in oppervlaktewater ligt op 20 µg NH 3 -N/l, maar acute risico's treden waarschijnlijk pas op bij concentraties groter dan 3 à 4 mg NH 3 - N/l). De verhouding NH 4 + /NH 3 in oplossing neemt af bij stijgende temperatuur en ph (zie figuur 2.2; de relatieve hoeveelheid ammoniak in de waterfase neemt dan dus toe). In tabel 2.1 is de verhouding NH 4 + /NH 3 in oplossing weergegeven voor de winterperiode (10 C) en de zomerperiode (18 C) en een drietal ph-waarden. Bovendien is de ammoniumconcentratie weergegeven waarbij de MTR voor ammoniak wordt overschreden onder deze omstandigheden. Zowel uit de figuren als uit tabel 2.1 blijkt dat zowel de verhouding NH 4 + /NH 3 in oplossing als de kritieke ammoniumconcentratie sterk afhankelijk zijn van de ph en in mindere mate van de temperatuur Figuur 2.2 Relatie tussen de verhouding NH 4 + /NH 3 en ph (a) en temperatuur (b). De figuren zijn gebaseerd op thermodynamische constanten afkomstig uit Smith & Martell (1976). NH 4 + / NH3 (aq) T=18 C ph (a) NH 4 + / NH3 (aq) ph= Temperatuur ( C) (b) גי

14 Tabel 2.1 Overzicht van de ammoniumconcentr atie waarbij de MTR voor ammoniak wordt overschreden gedurende de winter- en zomerperiode bij verschillende phwaarden (de verhoudingen NH 4 + /NH 3 in oplossing zijn afgeleid uit figuur 2.1). temperatuur ( C) ph NH 4 + /NH 3 NH 4 + (mg NH 4 -N/l) , , , Liggende waterbodems De liggende waterbodem speelt een belangrijke rol bij de vastlegging en het vrijkomen van stikstof in natuurlijke watersystemen. Opgeloste concentraties aan nitraat en ammonium in waterbodems (in feite het poriewater) worden bepaald door een combinatie van voornamelijk microbiologisch gereguleerde (bio)geochemische processen (Berner, 1980). Omdat de bulk aan gebaggerd sediment in de Nederlandse binnenwateren wordt gekarakteriseerd door anaërobe afbraak van organisch stof (Berg, van den & Loch, 1993), is ammonium verreweg de belangrijkste opgeloste stikstofspecies in baggerspecie: Door het hoge gehalte aan afbreekbaar organisch stof in zwevend stof en recent afgezet sediment, zijn oxidatieve processen beperkt tot de bovenste millimeters van het sediment, waardoor nitraat slechts wordt aangetroffen in de bovenste laag van de waterbodem NO NO 3 - (mgn/l) NH 4 + (mgn/l) Figuur 2.3 Karakteristieke ammonium- en nitraatprofielen in poriewater, zoals die zijn gemeten in de waterbodem in de Brabantse Biesbosch (Berg, van den, 1998). De profielen zijn gemodelleerd met het multicomponent reactietransport model STEADYSED (Cappellen, van & Wang, 1996). Diepte (cm) Diepte (cm) די

15 In figuur 2.3 zijn karakteristieke nitraat- en ammoniumprofielen in poriewater in een zoete Nederlandse waterbodem weergegeven. Het concentratieprofiel voor nitraat in het poriewater wordt onder andere bepaald door diffusie vanuit het bovenstaande water, denitrificatie (zie vergelijking 4) en nitrificatie. Zoals weergegeven in de vergelijkingen 1 en 2 is nitrificatie alleen mogelijk onder aërobe omstandigheden (aanwezigheid van zuurstof). Denitrificatie vindt alleen plaats onder anaërobe omstandigheden (O 2 < 0,2 mg/l). In de meeste waterbodems is nitrificatie een belangrijke bron voor nitraat dat wordt gebruikt voor denitrificatie (Seitzinger, 1988; Van Luijn, 1997). Denitrificatie kan worden beschouwd als een belangrijke "verliesroute" voor stikstof in watersystemen (Nowicki, 1994), omdat hierbij gasvormige stikstofverbindingen (o.a. N 2 en N 2 O) worden gevormd. Het concentratieprofiel van ammonium in het poriewater wordt bepaald door productie van ammonium bij anaërobe afbraak van organisch stof (vergelijkingen 5 t/m 8), uitwisseling (voornamelijk met Ca 2+ ) en verticale diffusie in de waterbodem, gecombineerd met nitrificatie in de toplaag. Zoals wordt weergegeven in onderstaande vergelijkingen voor afbraak van organisch stof, speelt de samenstelling (o.a. de C/N-verhouding) en afbreekbaarheid van het aanwezige organisch stof een belangrijke rol bij de intensiteit van ammoniumvorming. Door het verschil in ammoniumconcentratie tussen waterbodem en oppervlaktewater kan verticale diffusie plaatsvinden naar het bovenstaande water (nalevering van ammonium). Vergelijkingen voor afbraak van organische stof Zuurstofreductie: (CH 2 O) x (NH 3 ) y (H 3 PO 4 ) z + (x+2y)o 2 + (y+2z)hco 3 - (x+y+2z)co 2 + yno zhpo (x+2y+2z)h 2 O (3) Denitrificatie: (CH 2 O) x (NH 3 ) y (H 3 PO 4 ) z + ((4x+3y)/5)NO 3 - ((2x+4y)/5)N 2 + ((x-3y+10x)/5)co 2 + ((4x+3y-10z)/5)HCO zhpo ((3x+6y+10z)/5)H 2 O (4) Mn(IV) - reductie: (CH 2 O) x (NH 3 ) y (H 3 PO 4 ) z + 2xMnO 2 + (3x+y-2z)CO 2 + (x+y-2z)h 2 O 2xMn 2+ + (4x+y-2z)HCO ynh zhpo 4 2- (5) Fe(III) - reductie: (CH 2 O) x (NH 3 ) y (H 3 PO 4 ) z + 4xFe(OH) 3 + (7x+y-2x)CO 2 4xFe 2+ + (8x+y-2z)HCO ynh zhpo (3x-y+2z)H 2 O (6) Sulfaatreductie: (CH 2 O) x (NH 3 ) y (H 3 PO 4 ) z + (x/2)so (y-2z)co 2 + (y-2z)h 2 O (x/2)h 2 S + (x+y-2z)hco ynh 4 + +zhpo 4 2- Methanogenese: (CH 2 O) x (NH 3 ) y (H 3 PO 4 ) z + (y-2z)h 2 O (x/2)ch 4 + ((x-2y+4z)/2)co 2 + (y-2z)hco ynh zhpo 4 2- (7) (8) Organisch stof is weergegeven als (CH 2 O) x (NH 3 ) y (H 3 PO 4 ) z וט

16 2.4 Gestratificeerde watersystemen In Nederland kan zowel thermische stratificatie als zoet-zoutstratificatie optreden. Thermische stratificatie kan optreden in diepe meren en putten gedurende de zomer- (warme stratificatie) en wintermaanden (koude stratificatie) als gevolg van het relatief grote temperatuurverschil tussen de bovenste en de onderste waterlaag. Door afkoeling van de bovenlaag en menging als gevolg van verhoogde stroming door de invloed van wind kan in het najaar de thermische stratificatie worden opgeheven; dit proces kan afhankelijk van de geometrie van het watersysteem (o.a. diepte van de put, stroming) en locale weersomstandigheden instantaan plaatsvinden (bij snelle afname in temperatuur), maar ook een langere periode (bijv. enkele weken) in beslag nemen. In Nederland vindt door verhoogde turbulentie volledige menging op van het najaar tot het voorjaar. In figuur 2.4 is zichtbaar gemaakt dat thermische stratificatie leidt tot de vorming van een relatief warme toplaag (epilimnion) en een koude onderlaag (hypolimnion). Deze worden gescheiden door een spronglaag (het metalimnion), die in Nederland op ongeveer 10 m waterdiepte ligt. Derhalve kan alleen in putten dieper dan 10 m thermische stratificatie optreden. In diepe watersystemen die worden gekarakteriseerd door een zoet-zoutstratificatie kan stratificatie mogelijk veel moeilijker worden opgeheven. Immers, het zwaardere zoute water zal ook bij hogere stroomsnelheden permanent nabij de bodem blijven. Het optreden van stratificatie wordt uitgebreid beschreven (en gemodelleerd) door bijvoorbeeld Imboden & Wüest (1995) en Martin & McCutcheon (1999). Stratificatie leidt tot een beperkte uitwisseling van zwevend materiaal en opgeloste bestanddelen tussen het epilimnion en het hypolimnion. In gestratificeerde watersystemen (meren en putten) die worden gekarakteriseerd door een relatief hoge toevoer van organisch stof (eutrofe systemen), vindt daardoor een hoog verbruik van zuurstof plaats. Wanneer door het hoge zuurstofverbruik het hypolimnion zuurstofloos is geworden, kan accumulatie van ammonium plaatsvinden in het hypolimnion (zie bijv. Balistrieri et al., 1992). In figuur 2.4 is de verticale distributie van ammonium en nitraat in de waterkolom weergegeven na instellen van stratificatie. Duidelijk is te zien dat in de onderste (zuurstofloze) waterlaag de concentratie nitraat sterk afneemt (gerelateerd aan denitrificatie), terwijl gelijktijdig de concentratie ammonium toeneemt. Vorming van ammonium wordt in natuurlijke watersystemen (bijvoorbeeld meren) voornamelijk gekoppeld aan nalevering uit de liggende waterbodem. Immers, door het verdwijnen van de geoxideerde toplaag van het sediment door zuurstofloosheid in het hypolimnion neemt de snelheid van nitrificatie in de toplaag sterk af. In tijdelijk gestratificeerde watersystemen wordt deze zuurstofloosheid van de diepere laag bij menging weer opgeheven Figuur 2.4 Verticale distributie van ammonium (NH 4 + ), nitraat (NO 3 - ), zuurstof (O 2 ) en temperatuur (θ) in gestratificeerde watersystemen (relatieve schaal; uit Wetzel, 1975). זט

17 זי

18 3 Vrijkomen van stikstof tijdens storten Inleiding De vracht aan stikstof die vrijkomt in het oppervlaktewater tijdens de stortfase (de emissie) kan worden berekend uitgaande van de hoeveelheid baggerspecie die wordt gestort en de hoeveelheid retourwater (voornamelijk sedimentatiewater en consolidatiewater) die daarbij uittreedt. De concentraties aan ammonium in het sedimentatie- en het consolidatiewater zijn afhankelijk van de concentratie in het poriewater van de in situ baggerspecie (bepaald door de samenstelling en afbreekbaarheid van organisch stof) en de hoeveelheid water die wordt bijgemengd tijdens baggeren (afhankelijk van de eigenschappen van de baggerspecie en de verwerkingsmethode). 3.2 Vrijkomen van stikstof tijdens de stortfase Sedimentatiewater De hoeveelheid sedimentatiewater die vrijkomt tijdens het storten van baggerspecie wordt bepaald door de hoeveelheid baggerspecie die per tijdseenheid wordt gestort, de uitleveringsfactor en de sedimentatiefactor. De uitleveringsfactor geeft het verschil aan tussen het volume van de specie voor en na baggeren en is een functie van de fysische eigenschappen van het materiaal (o.a. korrelgrootte en mate van binding) en de wijze van baggeren. De uitleveringsfactor is één in het geval geen water wordt bijgemengd tijdens baggeren (de specie heeft een massa die gelijk is aan de in situ specie). Dit zal vaak het geval zijn wanneer zand of ongeconsolideerd slib met grijpers wordt gebaggerd. Wanneer wel water wordt bijgemengd tijdens baggeren (bijvoorbeeld bij baggeren van geconsolideerd slib met een zuiger), kan de uitleveringsfactor sterk toenemen. In een studie naar storten van specie in diepe putten in Noord-Holland (o.a. IJmeer) is aangenomen dat slibrijk materiaal een uitleveringsfactor van twee heeft. Bij een uitleveringsfactor van twee daalt de soortelijke massa van de specie van kg m -3 (bij een porositeit van 0,7 en een droge stofdichtheid van kg m -3 ) naar kg m -3. חי

19 De sedimentatiefactor is een maat voor het verschil tussen het totale gestorte volume en het volume na het vrijkomen van het sedimentatiewater (er komt alleen sedimentatiewater vrij indien specie wordt gestort met een lagere dichtheid dan de sedimentatiedichtheid). Derhalve speelt het cohesieve karakter van de gestorte specie (o.a de aanwezigheid van aggregaten) een belangrijke rol bij de afleiding van de sedimentatiefactor (Heijdt, van der et al., 1999). De wijze van storten speelt een belangrijke rol bij de afleiding van de in situ sedimentatiefactor. Om ongewenst grote horizontale verspreiding van stortverlies te voorkomen wordt bij storten van baggerspecie in stromende systemen vaak gekozen voor hydraulisch storten met een stortpijp en diffusor. 3.3 Consolidatiewater Tijdens en na de stortfase (nadat de specie is gesedimenteerd) vindt consolidatie plaats. Onder invloed van verhoogde waterspanning komt consolidatiewater vrij en vindt verspreiding van poriewaterbestanddelen plaats via advectief transport. Door toevoer van baggerspecie zal de consolidatiesnelheid tijdens de stortperiode licht toenemen. Na het beëindigen van de stort neemt de mate van consolidatie snel af, maar zal nog langere tijd (zeker 30 jaar) plaatsvinden (dit wordt niet meegenomen in de berekeningen). Indien de specie met grijpers is gebaggerd en vervolgens met onderlossers wordt gestort is de massa van de gestorte specie vrijwel gelijk aan die van de in situ specie. De hoeveelheid consolidatie is dan minimaal. 3.4 Berekening emissie van stikstof tijdens de stortfase Voor het schatten van de totale vracht aan stikstof die vrijkomt tijdens storten wordt uitgegaan van een stikstof- (eigenlijk ammonium-)concentratie in gebaggerd materiaal die vergelijkbaar is met die in anoxisch sediment. Immers de bulk aan gebaggerd materiaal is anoxisch, waardoor de gemiddelde ammoniumconcentratie in het poriewater relatief hoog is ten opzichte van die in zuurstofhoudend oppervlaktewater/sediment. In waterbodems in sedimentatiegebieden van de Rijn (Ketelmeer) en Maas (Brabantse Biesbosch) worden ammoniumconcentraties gemeten in de orde-grootte mg NH 4 - N/l (Paalman, 1997; Berg, van den, 1998). De hoogst gemeten concentraties lagen in deze studies op ongeveer 30 mg NH 4 -N/l, terwijl concentraties in zuurstofhoudend oppervlaktewater/sediment zelden hoger zijn dan 1 mg NH 4 - N/l. In organisch-rijk havenslib kunnen hogere concentraties ammonium voorkomen (Zwolsman, 1999 b ). De gemeten nitraatconcentraties in (anoxisch) poriewater zijn in al deze studies verwaarloosbaar klein. De samenstelling van het sedimentatie- en consolidatiewater wordt bepaald door die van het poriewater en die van het bijgemengde (oppervlakte-)water. Bijmenging met water tijdens baggeren, bepaald door de uitleveringfactor, leidt per definitie tot een verlaging van de stikstof- (ammonium-)concentratie in de specie, en derhalve van die in het sedimentatiewater en consolidatiewater (er vindt verdunning plaats van het poriewater). Met een eenvoudige berekening kan een schatting worden gemaakt van concentraties in het sedimentatiewater. Dit is een bovengrens, omdat er ook rekening mee zou kunnen worden gehouden dat geen volledige menging van uitleveringswater en poriewater optreedt en tijdens het storten de kwaliteit van het sedimentatiewater voornamelijk wordt bepaald door die van het bijgemengde oppervlaktewater. Een dergelijk gedrag zou kunnen worden verklaard door de aanwezigheid van aggregaten (vlokken) in het slib die tijdens het storten snel naar de bodem zakken. טי

20 Voor een eerste schatting van de hoeveelheid stikstof die vrijkomt tijdens storten van baggerspecie in open putten wordt aangenomen dat de concentraties aan ammonium in het consolidatiewater vergelijkbaar zijn aan die in het sedimentatiewater (volledige menging van poriewater en toegevoegd water tijdens baggeren). Wanneer wordt uitgegaan van volledige menging wordt bijvoorbeeld bij een in situ gebaggerde specie met een porositeit van 0,7 en een stikstofconcentratie in het poriewater van 30 mg N/l (maximale concentratie in saneringsspecie uit de grote rivieren) bij een uitleveringsfactor van 2 de concentratie stikstof in het sedimentatie- en consolidatiewater ongeveer 12 mg N/l. Uitgaande van de hoeveelheid te storten specie kan dan de maximale vracht aan vrijgekomen ammonium in het oppervlaktewater worden berekend indien het sedimentatie- en consolidatiedebiet bekend is. Verhoogde nalevering vanuit het slib vindt voornamelijk plaats door opwerveling van materiaal tijdens storten (dit valt onder de sedimentatieflux). Diffusieve nalevering wordt bij storten van baggerspecie verwaarloosbaar geacht ten opzichte van de hoeveelheid stikstof die vrijkomt bij consolidatie (dit in tegenstelling tot natuurlijke watersystemen, waarin de consolidatieflux veel lager is door lagere sedimentatiesnelheden). כ

21 אכ

22 4 Scenarioberekeningen voor inschatting stikstofbelasting ten gevolge van storten Inleiding Voor een schatting van de vracht aan stikstof die vrijkomt bij storten van baggerspecie in open putten en de effecten hiervan op concentraties aan stikstof in het oppervlaktewater is gekozen voor een tweetal voorbeeldsituaties, P1 en P2 (de dimensies hiervan zijn vergelijkbaar met die in deelproject 2 "verspreiding van verontreinigingen"). P1 betreft een put in ruim open water. Te denken valt hierbij bijvoorbeeld aan een depot in het Hollandsch Diep (hoog effectief uitwisselingsdebiet) of het IJsselmeer (laag effectief uitwisselingsdebiet). Gedurende een deel van de vulfase kan in deze put (tijdelijk) stratificatie van de bovenstaande waterschijf optreden. Voor de dimensies van P1 worden de volgende waarden aangehouden: Bergingsvolume 10*10 6 m 3 Begindiepte 45 m Einddiepte 10 m Vulperiode 10 jaar P2 is een halfopen put, bijv. een zand- of grindwinput in een uiterwaard, die door een kleine opening in verbinding staat met de rivier. Denk hierbij bijvoorbeeld aan de Kaliwaal (langs de Waal) of de Molengreend (langs de Maas). Voor de dimensies van P2 worden de volgende waarden aangehouden: Bergingsvolume 5*10 6 m 3 Begindiepte 25 m Einddiepte 5 m Vulperiode 10 jaar Voor de twee voorbeeldputten wordt ervan uitgegaan dat de baggerspecie hydraulisch wordt gestort en het volume water dat vrijkomt tijdens de stortfase ongeveer 50% is van de totale hoeveelheid gestorte specie (vergelijkbare getallen zijn gebruikt in een studie naar open putten in Noord-Holland). Hiervan bedraagt de hoeveelheid sedimentatiewater 65-70% en de hoeveelheid consolidatiewater 30-35%. De totale bergingscapaciteit van P1 is dan 20*10 6 m 3 gestorte specie (komt overeen met 10*10 6 m 3 in situ gebaggerde specie en 10*10 6 m 3 sedimentatie en consolidatiewater) en 10*10 6 m 3 gestorte specie voor P2. Hieruit kan eenvoudig een schatting worden gemaakt van de maximale vracht (opgelost) stikstof naar het oppervlaktewater. Voor P1 is de emissievracht bijgevolg kg N per jaar en voor P kg N per jaar (in het geval de stortfase 10 jaar duurt) uitgaande van een stikstofconcentratie in het sedimentatie- en consolidatiewater van 12 mg N/l. Deze vracht wordt hoger naarmate de stikstofconcentratie in het poriewater hoger is. In het algemeen kan worden gesteld dat in riviersystemen de totale vracht aan stikstof-emissie verwaarloosbaar klein zal zijn ten opzichte van de totale vracht aan stikstof in het oppervlaktewater. בכ

23 4.2 Niet-gestratificeerde open putdepots Modelbeschrijving Voor de inschatting van het temporele verloop van de stikstofconcentraties en -vrachten in een open put is een model opgesteld dat rekening houdt met het debiet van het inkomende water (Q(in)), het stortvolume (Q(stort)), de hoeveelheid sedimentatie- en consolidatiewater en het resulterende uitgaande debiet naar het oppervlaktewater (Q(uit)), evenals met de hoeveelheid stikstof die bij de verschillende uitwisselingsprocessen vrijkomt (zie figuur 4.1). Bij een constant volume van de put wordt het uitgaande debiet mede bepaald door de hoeveelheid sedimentatie- en consolidatiewater die per tijdseenheid vrijkomt tijdens het storten (het retourwater); tijdens de stortfase is het uitgaande debiet dus per definitie groter dan het inkomende debiet. Uitgaande van de vracht aan stikstof die vrijkomt met het sedimentatie- en consolidatiewater kan voor een gegeven debiet een schatting worden gemaakt van de extra belasting van het watersysteem met stikstof Figuur 4.1 Model voor volledig gemengde put. Q(in) Q(stort) Q(uit) Voorbeeldberekeningen De emissie van de berekende hoeveelheid ammonium in P1 (ongeveer kg N per jaar bij een ammoniumconcentratie van 30 mg N/l in in situ poriewater en 12 mg N/l in sedimentatie- en consolidatiewater) levert door de beperkte verblijftijd (ongeveer 1 dag) bij een gemiddeld uitwisselingsdebiet van enkele honderden m 3 /s (typisch voor bijvoorbeeld het Hollandsch Diep) slechts een verhoging van de totale stikstofconcentratie op van hooguit enkele µg N/l indien instantane menging wordt aangenomen. Een dergelijke verhoging is verwaarloosbaar (factor lager) ten opzichte van de aanwezige stikstofconcentratie in oppervlaktewater. Bovendien is de invloed van vrijkomen van stikstof bij afbraak van organisch stof in het zwevende materiaal in de waterkolom door de beperkte verblijftijd in de waterkolom gering ten opzichte van de invloed van de fysische processen tijdens storten. גכ

24 Wanneer het uitwisselingsdebiet sterk wordt verlaagd, kan de extra belasting door storten van baggerspecie mogelijk wel resulteren in risico's met betrekking tot stikstof in het oppervlaktewater. In een min of meer stagnant systeem met een debiet van bijvoorbeeld 1 m 3 /s kan een relatief grote toename van concentraties aan stikstof in en nabij de put worden verwacht (orde-grootte 0,4 mg N/l voor P1; zie figuur 4.3). Hierbij kan worden gedacht aan bijvoorbeeld een put in het IJsselmeer (stagnant systeem met een lange verblijftijd) of een depot in een stromend systeem omgeven door een (tijdelijke) damwand met een klein uitwisselingsdebiet. Gedurende de zomermaanden (hoge ph, hoge temperatuur) kan een dergelijke toename in totaal-stikstof in eutrofiëringsgevoelige wateren (gekarakteriseerd door een lage stikstofconcentratie) een significante invloed hebben op de algengroei. Daarnaast kan in eutrofiëringsgevoelige wateren gedurende de zomermaanden een dergelijke extra belasting met stikstof (ammonium) tijdelijk leiden tot een lichte overschrijding van de MTR voor ammoniak (bij een ph 9 en 18 C is de berekende maximale ammoniakconcentratie in oplossing 30 µg N/l). De concentratie ammonium in het oppervlaktewater zal overigens slechts in een zeer beperkte mate worden beïnvloed: Door de aanwezigheid van nitrificerende bacteriën vindt een snelle omzetting van ammonium in nitraat plaats na uittreding. In het geval van een halfopen put kan worden gediscussieerd over de vraag of het uitwisselingsdebiet (onder invloed van bijvoorbeeld dynamische peilverschillen tussen put en rivier) direct vertaald kan worden in een effectief debiet die doorspoeling van het in de put aanwezige water en volledige menging tot gevolg heeft. Het is namelijk in de praktijk onduidelijk in hoeverre het instromende water zich mengt met water in de put. Dit hangt samen met de korte periode waarop water in- en uitstroomt. Indien geen menging optreedt, kan de hoeveelheid opgelost stikstof in de put sterk oplopen. Wanneer voor P2 een ondergrens voor het effectieve debiet 1 m 3 /s wordt aangehouden, is de maximale verhoging van de stikstofconcentratie in het bovenstaande water ongeveer 0,2 mg N/l (zie figuur 4.4). De bijdrage van een dergelijke stikstofvracht aan de stromende rivier (Maas, Waal) door uitstromend water kan echter als verwaarloosbaar worden beschouwd Discussie Bij een open putdepot in een (snel) stromende rivier zal de concentratie stikstof in het oppervlaktewater niet significant toenemen indien geen stratificatie optreedt in de put (aangenomen dat menging snel plaatsvindt). Er is alleen een (locale) verhoging van de concentratie stikstof in het oppervlaktewater mogelijk in het geval een relatief groot depot wordt gebouwd in een stilstaand of licht stromend watersysteem. Beïnvloeding van de concentraties stikstof in de put kan ook worden verwacht tijdens de stortfase, in het geval rond het depot een tijdelijke damwand (atol) wordt gebouwd, waardoor een beperkte doorstroming met oppervlaktewater plaatsvindt (deze situatie is vergelijkbaar met een halfopen put, die via een nauwe opening in verbinding staat met de rivier). Bij de beoordeling of baggerspecie gestort mag worden in open putdepots zou in eutrofiëringsgevoelige wateren overigens rekening moeten worden gehouden met (seizoens-)variatie in ph, temperatuur en afvoer. Door de continue belasting van het oppervlaktewater (in en nabij de put) met stikstof kan in dergelijke stagnante watersystemen mogelijk lokaal de MTR-waarde voor ammoniak worden overschreden gedurende de zomermaanden en zijn mogelijk toxische effecten op bijvoorbeeld vissen te verwachten. דכ

25 4.3 Gestratificeerde open putdepots Inleiding Een inschatting van het optreden van thermische stratificatie in open putdepots kan worden gemaakt op basis van het Orlob criterium (Hurley Octavio et al., 1977). Volgens dit criterium hangt het optreden van stratificatie onder andere af van het effectieve uitwisselingsdebiet en de dimensies (diepte en volume) van de put. In diepe stagnante systemen kan (gedurende een deel van het jaar) thermische stratificatie van de waterkolom worden verwacht, terwijl in open putten in stromende systemen mogelijk geen stratificatie optreedt, omdat door de hogere stroomsnelheden het water in de put gemengd blijft. Afhankelijk van de stortmethode kan een deel van de gestorte specie (verlies) en het sedimentatiewater terechtkomen in het hypolimnion. Bovendien komt na sedimentatie consolidatiewater vrij in deze laag. In het geval hydraulisch in het hypolimnion wordt gestort met een stortpijp en diffusor, fungeert de spronglaag als barrière voor verticale verspreiding van zwevend stof en opgeloste bestanddelen. Omdat vrijwel geen zuurstof wordt bijgemengd (alleen door diffusie aan het grensvlak), wordt bij storten van (anoxische) baggerspecie het in het hypolimnion aanwezige zuurstof snel verbruikt voor oxidatie van gereduceerde bestanddelen (bijv. metaalsulfiden), opgeloste gereduceerde bestanddelen (bijv. sulfide, ammonium, Fe 2+ en Mn 2+ ) en afbraak van organisch stof. Na het instellen van de zuurstofloosheid neemt de concentratie nitraat af door denitrificatie, waarbij gasvormige stikstofverbindingen worden geproduceerd, terwijl door uittreding van sedimentatie- en consolidatiewater ophoping van ammonium plaatsvindt in het hypolimnion. De duur van stratificatie bepaalt derhalve voor een belangrijk deel hoeveel stikstof (ammonium) zich kan ophopen. Indien permanente stratificatie en zuurstofloosheid optreden, zoals te verwachten is in bijv. diepe putten in zoet-zout-gestratificeerde watersystemen, kan het opgebouwde stikstof (ammonium) alleen worden gemengd met de bovenstaande zuurstofhoudende waterkolom door verdringing van water ten gevolge van het storten van baggerspecie in de put Modelbeschrijving Voor de berekening van de hoeveelheid stikstof die vrijkomt tijdens storten van baggerspecie in (tijdelijk) gestratificeerde putten is het model voor volledig gemengde putten (figuur 4.1) uitgebreid met een module voor uitwisseling tijdens stratificatie (figuur 4.2). In het model wordt verondersteld dat zowel het volume van de put als het volume van het hypolimnion constant zijn. Daardoor vindt tijdens stratificatie door storten van specie verdringing van water uit het hypolimnion plaats (Q(stort,uit)) en wordt geleidelijk stikstof gemengd met het bovenstaande water (advectief transport). Er geldt dan dat de belasting van het bovenstaande water met stikstof zal toenemen in de tijd. Indien permanente stratificatie optreedt, hangt de totale vracht aan stikstof die uiteindelijk in de bovenste waterlaag terechtkomt en de daarbijbehorende concentraties sterk af van de diepte van stratificatie en de storthoogte. הכ

26 Figuur 4.2 Model voor een tijdelijk gestratificeerde put. Q(in) Q(stort) Q(uit) Q(in) Q(stort,in) Epilimnion Q(uit) omslag Q(stort,uit) Hypolimnion Voorbeeldberekeningen In het geval baggerspecie wordt gestort met een stortpijp en diffusor komt het materiaal voor een belangrijk deel terecht in de onderste laag van de waterkolom (hypolimnion). Wanneer wordt uitgegaan van een stratificatiediepte van 10 m en stratificatie plaatsvindt gedurende een periode van 6 maanden kan zich in P1 maximaal kg stikstof (nitraat en ammonium) ophopen in het hypolimnion. De hoeveelheid stikstof die zich verzamelt in het hypolimnion kan door de omslag in korte tijd worden gemengd met het oppervlaktewater, resulterend in een piekafvoer naar het oppervlaktewater. Bij een debiet van 100 m 3 /s kan dit gedurende de stortfase bij instantane menging (binnen één dag) tijdens de piekafvoer een extra bijdrage leveren van maximaal 0,4 mg N/l in de put (P1) en het uitstromende water. Wanneer rond de put bijvoorbeeld een vrijwel gesloten damwand wordt geplaatst of wanneer de open put wordt gebouwd in een stagnant watersysteem, kan de bijdrage sterk toenemen (bij een laag effectief uitwisselingsdebiet van bijvoorbeeld 1 m 3 /s en instantane menging is gedurende de stortfase de toename in stikstofconcentratie in P1 maximaal 1,2 mg N/l; zie figuur 4.3). De bijdrage van een dergelijke tijdelijke vracht aan die in het oppervlaktewater blijft echter verwaarloosbaar. Onder bepaalde omstandigheden (hoge ph en temperatuur) kan een dergelijke piekafvoer leiden tot een tijdelijke overschrijding van het MTR voor ammoniak. Echter, hierbij moet worden bedacht dat de omslag in het algemeen plaatsvindt in het najaar, wanneer de temperatuur en ph reeds gezakt zijn. Wanneer de opheffing van de stratificatie niet instantaan plaatsvindt, wordt de piekafvoer lager, en wordt de kans op acute toxiciteit voor vissen lager. Nadat de stratificatie opgeheven is, neemt de ammoniumconcentratie (snel) af door nitrificatie en derhalve ook de concentratie ammoniak in oplossing. וכ

27 Door de beperkte stroming wordt vooral in diepe halfopen putdepots thermische stratificatie verwacht. In P2 kan zich tijdens de eerste jaren van de stortfase gedurende een periode van 6 maanden maximaal kg N ophopen in het hypolimnion (de laatste jaren van de stortperiode vindt geen stratificatie meer plaats). Na opheffen van de stratificatie wordt deze hoeveelheid gemengd met doorstromend water met een laag effectief uitwisselingsdebiet (1 m 3 /s). Dit leidt gedurende de stortfase tot een maximale toename in stikstofconcentratie in het uitstromende water van 0,8 mg N/l (zie figuur 4.4). Bij gemiddelde ph en temperatuur gedurende het najaar zal een dergelijke verhoging niet leiden tot een overschrijding van de MTR voor ammoniak. Overigens zal door het lage uitwisselingsdebiet bij het storten van specie in halfopen putten vaak gekozen worden om een deel van de vulfase te storten met onderlossers, waardoor de hoeveelheid sedimentatiewater, dat vrijkomt in het hypolimnion, beperkt wordt. Bij de scenarioberekeningen voor halfopen putten is geen rekening gehouden met hoge afvoeren, waarbij de uiterwaarden "meestromen" met de rivier. Onder dergelijke omstandigheden zullen halfopen putten onderdeel gaan vormen van de rivier en wordt de waterschijf in de put grotendeels vervangen door rivierwater. De duur van een dergelijke hoge afvoer is in de orde van enkele dagen. Omdat de waterschijf gedurende de vulfase steeds ondieper wordt, treedt stratificatie in veel putdepots niet op gedurende de gehele stortfase. Duur en dimensie van de stratificatie spelen dus een belangrijke rol bij de beantwoording van de vraag in hoeverre (tijdelijk) een stikstof (ammonium) piek kan worden gemeten in het oppervlaktewater na opheffen van de stratificatie. Er wordt dan ook op aangedrongen beter zicht te krijgen op de duur van de stratificatie en de duur van de omslag in specifieke open putten evenals de effecten van storten op instellen van stratificatie Discussie Bij het storten van baggerspecie in tijdelijk gestratificeerde putdepots is gedurende de zomermaanden het effect van vrijkomen van stikstof op concentraties in het oppervlaktewater minimaal. Door de omslag van een gestratificeerde naar een niet-gestratificeerde put worden piekafvoeren aan stikstof gemeten. De omslag vindt echter plaats in het najaar, waardoor eutrofiëringseffecten minimaal zijn. Door de lagere temperatuur en de lagere ph is ook de hoeveelheid ammoniak die hierbij vrijkomt, beperkt. זכ

28 Figuur 4.3 Verloop van de toename in stikstofconcentratie in het uitstromende water in P1 tijdens storten van baggerspecie bij een uitwisselingsdebiet van 1 m 3 /s (onderbroken rode lijn indien geen stratificatie optreedt in de put; dichte blauwe lijn indien wel stratificatie optreedt in de put). conc. (mg N/L) tijd (jaren) Figuur 4.4 Verloop van de toename in stikstofconcentratie in het uitstromende water in P2 tijdens storten van baggerspecie bij een uitwisselingsdebiet van 1 m 3 /s (onderbroken rode lijn indien geen stratificatie optreedt in de put; dichte blauwe lijn indien wel stratificatie optreedt in de put). conc. (mg N/L) tijd (jaren) 12 חכ

29 טכ

30 5 Conclusies De belangrijkste conclusie van dit onderzoek is dat de samenstelling en textuur van de baggerspecie slechts in beperkte mate verantwoordelijk is voor een eventuele extra belasting van het oppervlaktewater met stikstof. Naast de intrinsieke eigenschappen van de gestorte baggerspecie zijn het voornamelijk locatiespecifieke omstandigheden die verspreiding van stikstof en ecotoxicologische effecten gerelateerd aan het vrijkomen van stikstof in het oppervlaktewater beïnvloeden. De belangrijkste locatiespecifieke parameters zijn het optreden en duur van stratificatie in het open putdepot, het uitwisselingsdebiet met het omliggende water, de natuurlijke stikstofvracht en -concentratie in het oppervlaktewater en het optreden van eutrofiëring in het oppervlaktewater (ph-effect). Daarnaast is de storttechniek en het daaraan gekoppelde verlies van materiaal van belang voor het vrijkomen van stikstof. Er wordt dan ook aanbevolen om voor een realistische inschatting van de effecten van storten van baggerspecie in open putdepots op de stikstofhuishouding in het oppervlaktewater deze locatiespecifieke parameters dan ook mede te bestuderen. Modelmatig kan een dergelijke inschatting worden gemaakt door een module voor het vrijkomen van stikstof bij storten van baggerspecie in te bouwen in het bestaande instrumentarium voor open putdepots (WESTSIDE). De keuze en inrichting van de locatie is dus belangrijk bij de beoordeling of storten van baggerspecie in een open putdepot kan resulteren in risico's met betrekking tot stikstof. In stromende systemen zijn door het hoge uitwisselingsdebiet van de put effecten van het storten van baggerspecie op de stikstofhuishouding in het oppervlaktewater verwaarloosbaar. Storten van baggerspecie in een tijdelijk gestratificeerde put lijkt met betrekking tot het vrijkomen van stikstof voordelen te hebben ten opzichte van storten in niet-gestratificeerde systemen met dezelfde karakteristieken. Indien de put wordt gebouwd in een stagnant (eutrofiëringsgevoelig) niet-gestratificeerd watersysteem of wanneer rond de put een damwand is gebouwd, waardoor een klein uitwisselingsdebiet wordt gecreëerd tussen de put en het omliggende stromende oppervlaktewater (vergelijkbaar met een halfopen putdepot), zijn in en nabij de put gedurende de zomermaanden zowel acute toxiciteit als gevolg van het vrijkomen van ammoniak als effecten op eutrofiëring mogelijk (er is een continue belasting van het oppervlaktewater met stikstof). Dergelijke risico's worden echter niet verwacht wanneer onder deze omstandigheden wordt gestort in een tijdelijk gestratificeerde put, omdat omslag van een gestratificeerde situatie naar een gemengde put plaatsvindt in het najaar. ל