Ministerie van Verkeer en Waterstaat Directoraat-Generaal Rijkswaterstaat Storten van baggerspecie in open putdepots (fase 2) Deelrapport 3: Verspreiding van stikstof tijdens storten van baggerspecie in open putdepots AKWA-rapport 00.002 RIZA werkdocument 2000.42X AK\AM Advies- en Kenniscentrum Waterbodems
Ministerie van verkeer en waterstaat ~"*»5^**^"' Directoraat-Generaal Rijkswaterstaat 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 2000.042X AKWA-rapport 00.002 Auteur: G.A. van den Berg (RIZA, afdeling WST)
Inhoudsopgave Voorwoord 5 Samenvatting 7 1 Inleiding 9 2 Stikstofhuishouding in natuurlijke watersystemen 11 2.1 Inleiding 77 2.2 Oppervlaktewater 77 2.3 Liggende waterbodems 14 2.4 Gestratificeerde watersystemen 76 3 Vrijkomen van stikstof tijdens storten 77 3.1 Inleiding 77 3.2 Vrijkomen van stikstof tijdens de stortfase 77 3.2.1 Sedimentatiewater 17 3.3 Consolidatiewater 18 3.4 Berekening emissie van stikstof tijdens de stortfase 18 4 Scenarioberekeningen voor inschatting stikstofbelasting ten gevolge van storten 27 4.1 Inleiding 27 4.2 Niet-gestrabficeerde open putdepots 22 4.2.1 Modelbeschrijving 22 4.2.2 Voorbeeldberekeningen 22 4.2.3 Discussie 23 4.3 Gestratificeerde open putdepots 24 4.3.1 Inleiding 24 4.3.2 Modelbeschrijving 24 4.3.3 Voorbeeldberekeningen 25 4.3.4 Discussie 26 5 Conclusies 29 Referenties 37 Storten van baggerspecie in open putdepots (fase 2)
Storten van baggerspecie in open putdepots (fase 2)
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 etal., 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 bei'nvloed. 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) Storten van baggerspecie in open putdepots (fase 2)
Storten van baggerspecie in open putdepots (fase 2)
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 concentrateen 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 beinvloeden 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 eutrofieringsgevoelig, niet-gestratificeerd watersysteem of wanneer rond de put een damwand is gebouwd, waardoor een klein uitwisselingsdebiet wordt gecreeerd 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 eutrofiering 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. Storten van baggerspecie in open putdepots (fase 2)
Storten van baggerspecie in open putdepots (fase 2)
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 boven regionale locaties in de Rijkswateren (bijv. Hollandsch Diep, Umeer, 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 potentiele bei'nvloeding van stikstofconcentraties in het oppervlaktewater door storten van baggerspecie benadrukt (o.a. Hartnack & Wesseling, 1990; Hartnack, 1994; Hartnack etal., 1996). De ecotoxicologische risico's die samenhangen met verhoogde concentraties aan stikstof in oppervlaktewater zijn voornamelijk gerelateerd aan eutrofiering 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 etal., 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 anaerobe 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. Storten van baggerspecie in open putdepots (fase 2)
Storten van baggerspecie in open putdepots (fase 2) 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 beinvloeding 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 beinvloeden.
2 Stikstofhuishouding in natuurlijke watersystemen 2.1 Inleiding Het in beeld brengen van het vrijkomen van stikstof tijdens storten is van belang, omdat de ecologische samenstelling van oppervlaktewater sterk kan worden bei'nvloed door stikstofgerelateerde processen, zoals eutrofiering (algenbloei) en vrijkomen van ammoniak. Om tot een goede inschatting te komen van de stikstofgerelateerde potentiele 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 beschnjven. De belangrijkste opgeloste stikstofspecies zijn nitraat (NO s ) en ammonium (NH«*). 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,* + 30 2 -> 2N0 2 + 4H* + 2H 2 0 (1) en 2N0 2 + 0 2 -> 2N0 3 (2) Het zuurstofverbruik voor nitrificatie is relatief hoog: per g NH 4 -N wordt 4,57 g 0 2 verbruikt. Bij lage zuurstofconcentraties treedt remming op, waardoor ophoping van nitriet (N0 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/-N/I per dag (Admiraal & Botermans, 1989). Storten van baggerspecie in open putdepots (fase 2) 11
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 (Usselmeer). 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 Usselmeer (locatie Vrouwezand; open biauwe symbolen) gedurende de periode 1995-1997 (data afkomstig uit MWTL). -VV' : ';W' 010195 110196 010197 01019f Datum (b) Storten van baggerspecie in open putdepots (fase 2) '2
In eutrofieringsgevoelige watersystemen kunnen grote verschillen in concentraties aan stikstof tussen zomer en winter worden aangetroffen (zie Zwolsman, 1999'). 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 eutrofieringsgevoelige (stagnante) wateren (voor een definitie van eutrofieringsgevoelige wateren wordt verwezen naar Huisman etal. (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 eutrofiering (zie Van der Molen, 1996). Boers ef 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 Usselmeer 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 (NHj). Ammoniak is acuut toxisch voor o.a. vissen (de MTR voor ammoniak in oppervlaktewater ligt op 20 u.g NH 3 -N/I, maar acute risico's treden waarschijnlijk pas op bij concentraties groter dan 3 a 4 mg NH,-N/I). 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 7NH 3 in oplossing weergegeven voor de winterperiode (10 C) en de zomerperiode (18 C) en een drietal phwaarden. 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//NH 3 in oplossing als de kritieke ammoniumconcentratie sterk afhankelijk zijn van de ph en in mindere mate van de temperatuur. 1000 SCO Figuur 2.2 Relatie tussen de verhouding NH 4 7NH 3 en ph (a) en temperatuur (b). De figuren zijn gebaseerd op thermodynamische constanten afkomstig uit Smith & Martell (1976). I 2 i»0 1500 PSd i-itrc! 1 i... NO XD p. WO ' a 5 10 10 19 20 n ph (a) Temperatuuf CO (b) Storten van baggerspecie in open putdepots (fase 2) 13
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 7NH 3 in oplossing zijn afgeleid uit figuur 2.1). temperatuur ph NH//NH, NH 4 * (mg NH..-N/I) CO 10 7 500 10 10 8 50 1 10 9 5 0,1 18 7 300 6 18 8 30 0,6 18 9 3 0,06 2.3 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 anaerobe 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. 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). Storten van baggerspecie in open putdepots (fase 2) M
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 aerobe omstandigheden (aanwezigheid van zuurstof). Denitrificatie vindt alleen plaats onder anaerobe omstandigheden (0 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 0) worden gevormd. Het concentratieprofiel van ammonium in het poriewater wordt bepaald door productie van ammonium bij anaerobe 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 0),(NH 3 ),(H 3 P04) 2 + (x+2y)q 1 + (y+2z)hc0 3 -> (x+y+2z)c0 2 + yn0 3 + zhpo 2 + (x+2y+2z)h 2 0 (3) Denitrificatie: (CHJOWNH^HJPOJ, + <T4x + 3y;/5;N0 3 -> ((2x+4y)/5)H 2 + <rx-3y+70x;/5,>co 2 + <T4x+3y-70z;/5,)HCO 3 + zhpo,, 2 + (T3x+6y+70z;/5)H 2 O (4) Mn(IV) - reductie: (CH 2 0),(NH 3 ),,(H 3 P0 4 ), + 2xMn0 2 + (3x+y-2z)C0 2 + (x+y-2z)h 2 0 -> 2xMn 2 * + f4x+y-2z;hc0 3 + ynh/ + zhp0 4 2 (5) Fe(lll) - reductie: (CH 2 0),(NH 3 ),,(H 3 P0 4 ) I + 4xFe(OH) 3 + (7x+y-2x)C0 3 -> 4x?f?* + (8x+y-2z)HC0 3 + ynh 4 * + zhp0 4 2 + (3x-y+2z)H 2 0 (6) Sulfaatreductie: (CH 2 0),(NH 3 ),(H 3 PO«), + fx/2;s0 4 2 + (y-2z)co } + (y-2z)h 2 0 -»fx/2;h 2 S + (x+y-2z)hco } + ynh 4 * +zhp0 4 2 (7) Methanogenese: (CHJOMNH^HJPOJ, + (y-2z;h 2 0 - (x/2)ch, + ('Cx-2y+4z;/2;C0 2 + fy-2z;hc0 3 + ynh 4 * + zhp0 4 2 ' (8) Organisch stof is weergegeven als (CH^/NHJ/HfOJ, Storten van baggerspecie in open putdepots (fase 2) 15
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 onderiaag (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 & Wuest (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 etal., 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,), zuurstof (0 2 ) en temperatuur (9) in gestratificeerde watersystemen (relatieve schaal; uit Wetzel, 1975). n :! I i I U I 4 NOy /'! 2 0- \ I K 2 i ^ > ' ' UJ Q I "/' / \ / \ T \ M r r,^, Storten van baggerspecie in open putdepots (fase 2) 16
3 Vrijkomen van stikstof tijdens storten 3.1 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 3.2.1 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 een 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. Umeer) is aangenomen dat slibrijk materiaal een uitleveringsfactor van twee heeft. Bij een uitleveringsfactor van twee daalt de soortelijke massa van de specie van 1.400 kg m 3 (bij een porositeit van 0,7 en een droge stofdichtheid van 2.400 kg m 3 ) naar 1.200 kg m' 3. Storten van baggerspecie in open putdepots (fase 2) 17
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 beeindigen 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 10-20 mg NH 4 -N/I (Paalman, 1997; Berg, van den, 1998). De hoogst gemeten concentraties lagen in deze studies op ongeveer 30 mg NH 4 -N/I, terwijl concentraties in zuurstofhoudend oppervlaktewater/sediment zelden hoger zijn dan 1 mg NH 4 -N/I. 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-jconcentratie 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. Storten van baggerspecie in open putdepots (fase 2) 18
Storten van baggerspecie in open putdepots (fase 2) 19 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).
Storten van baggerspecie in open putdepots (fase 2) 20