Om de vertaalslag te maken van belasting naar effecten van maatregelen, zijn waar mogelijk eenvoudige methoden gebruikt. In het kader van dit project was het niet de bedoeling uitgebreide waterkwaliteitsmodellen toe te passen. Hiervoor ontbrak de tijd en bovendien geven de eenvoudige methoden een voldoende eerste beeld voor de gevoeligheidsanalyse.

Voor de verschillende schaalniveaus zijn verschillende methoden toegepast. Tabel A geeft per systeem voor de verschillende parameters de gebruikte methode aan. Daarna volgt een korte beschrijving van de methoden. Hierbij staat ook de betrouwbaarheid van de methode en in hoeverre de gebruikte methode de resultaten bepaalt.

Voor het landelijke schaalniveau zijn geen effecten van maatregelen berekend.



Tabel A Toegepaste modellering per stofgroep en schaalniveau | * De overweging voor het beschouwen van de effecten op waterbodem i.p.v. waterfase vindt u in paragraaf 3.7.1 van de PDF.

Voor glyfosaat zijn de effecten van maatregelen op de waterkwaliteit niet berekend, omdat onvoldoende (betrouwbare) gegevens voor de belasting beschikbaar zijn.

Empirisch P-model
De vrachten zijn vertaald naar een effect op het oppervlaktewater met een eenvoudig empirisch model, gebaseerd op onderzoek van Hosper (1997) en Meijer (2000). Dit model relateert de te verwachten fosfaatconcentratie aan de belasting, de verblijftijd en de diepte. Op basis van het model zijn ook het doorzicht en de mogelijkheden voor de groei van waterplanten in te schatten. Op basis hiervan is aan te geven of er een troebel door algen gedomineerd systeem ontstaat of een helder systeem met waterplanten. Het gaat hier om stationaire gemiddelde concentraties, niet om piekconcentraties na een gebeurtenis.

Het model is gebaseerd op gegevens van vele meren en plassen in Nederland. Door regressie worden de karakteristieke eigenschappen en de belasting gerelateerd aan de zomergemiddelde fosfaatconcentratie. Algemeen geldt dat in dergelijke empirische modellen de niet-verklaarde spreiding groot is. Dat betekent dat de resultaten voor een individueel watersysteem aanzienlijk kunnen afwijken van het gemiddelde. Dit geldt zeker als er locatiespecifieke factoren zijn die sterk afwijken van de situatie zoals die geldt voor de systemen in de dataset, waarvan de regressievergelijkingen zijn afgeleid. In dit onderzoek is de methode toegepast op relatief kleine systemen vergeleken met de gebruikte systemen voor het regressiemodel. Daarnaast ligt in veel stadswateren een dikke sliblaag, een situatie die minder vaak voorkomt in de oorspronkelijke dataset. Hecht daarom niet te veel waarde aan de absolute waarden van de berekende concentraties.

Het model geeft wél inzicht in de belangrijkste sturende factoren voor de gemiddelde fosfaatconcentratie. Belangrijk zijn verblijftijd, diepte en belasting. Bij korte verblijftijden is de belasting de belangrijkste verklarende factor. Voor dergelijke systemen is de betrouwbaarheid van de berekende concentratie het grootst. In dit onderzoek zijn dat de systemen met een belasting vanuit een gescheiden stelsel. Voor (stagnante) systemen met een belasting vanuit een gemengd stelsel is de verblijftijd veel groter en spelen ook andere processen en lokale factoren (zoals een dikke sliblaag) een belangrijke rol. Het model berekent dan veel hogere concentraties, wat overeenkomt met de verwachting: meer accumulatie is het systeem, meer invloed van de bodem. Maar de betrouwbaarheid van de berekende concentraties is veel lager.

Ter illustratie staan in tabel B enkele fosfaatretenties voor de stroomgebieden van een aantal beeksystemen in het beheergebied van het waterschap Vallei en Eem (onderverdeeld naar seizoen). Voor de zomer varieert de retentiecoëfficiënt voor fosfaat tussen de 0,3 en 0,7. Met name de grootte van het stroomgebied, de dichtheid van sloten (haarvaten), de verblijftijd en de aanwezigheid van vegetatie in de haarvaten bepalen de retentie. Figuur A toont de afhankelijkheid van de verblijftijd (De Klein, 2008).



Tabel B Retentiecoëfficiënten voor fosfaat in stroomgebied beken beheergebied waterschap Vallei en Eem


Figuur A Relatie tussen retentiecoëfficiënt en verblijftijd (De Klein, 2008)


In de tabellen C en D staat de gevoeligheid van de retentiecoëfficiënt voor respectievelijk fosfaat en stikstof. De tabellen geven bij negen verschillende combinaties van belastingen uit de afvalwaterketen en landbouw (andere bronnen) de berekende concentratie weer. Deze combinaties komen tot stand door drie reële situaties voor de afvalwaterketen (lage, gemiddelde en hoge literatuurwaarden voor rekenconcentraties) te combineren met drie reële situaties voor de overige bronnen (lage, gemiddelde en hoge literatuurwaarden). Voor elke combinatie is bepaald in hoeverre de resulterende fosfaatconcentratie voldoet aan de gewenste kwaliteit. Voor fosfaat is de gewenste kwaliteit het MTR. In de tabel staat in het groen een belastingcombinatie die leidt tot een te verwachten fosfaatconcentratie kleiner dan het MTR.

Uitkomsten tussen het MTR en 2*MTR staan in het geel en uitkomsten groter dan 2*MTR staan in het rood. Zo is direct duidelijk of er combinaties van belastingen vanuit afvalwaterketen en overige bronnen zijn die wel en niet voldoen aan de gewenste kwaliteit.

Tabel C Gevoeligheid retentiecoëfficiënt voor fosfaat


Tabel D Gevoeligheid retentiecoëfficiënt voor stikstof


Tabel C laat zien dat de fosfaatconcentraties bij een lagere retentie weliswaar iets hoger worden, maar dat het beeld hetzelfde blijft. Dit komt omdat de belasting vanuit de keten overheersend is. Voor stikstof (zie tabel D) is het effect van een halvering van de retentie veel groter. Hier zijn de belastingen vanuit de keten en de landbouw ongeveer even groot.

Eerste orde verwijdering voor stikstof
Voor stikstof zijn de belastingen omgerekend naar een gemiddelde concentratie met een eenvoudig stationair eerste orde afbraakmodel. Aanname is dat de vijver volledig is gemengd. Er is gerekend met een overall afbraaksnelheidsconstante van 0,03 per dag. Deze constante representeert de totale verwijdering van stikstof door nitrificatie en denitrificatie. Voor de lozing vanuit gescheiden en verbeterd gescheiden stelsels is de aanname dat de stikstof volledig in de waterkolom afbreekt. Voor de lozingen uit gemengde stelsels is de aanname dat 50% van de stikstof zeer snel sedimenteert en niet in de waterkolom afbreekt. De gevoeligheid voor dit percentage is laag, omdat voor de stadsvijver, de singel en het lokale boezemsysteem de relatieve bijdrage vanuit de andere bronnen de concentratie in hoge mate bepaalt.

Belangrijker is de keuze van de afbraaksnelheidsconstante. Deze gecombineerde parameter omvat het effect van alle processen die een rol spelen in de stikstofhuishouding. Denk aan accumulatie in de waterbodem, nitrificatie en denitrificatie, en de vastlegging in biomassa. Het effect van deze processen neemt toe bij een langere verblijftijd in het systeem. Vooral in de systemen belast vanuit gemengde stelsels zal de keuze van de afbraaksnelheid veel invloed hebben op de berekende concentraties. Voor systemen met een korte verblijftijd (belast uit gescheiden stelsels) is vooral de belasting van belang. Hiervoor zullen de resultaten betrouwbaarder zijn.

Volledig mengmodel
Deze methode is toegepast om de BZV en de E-coliconcentraties te berekenen voor de stadsvijver en de stadssingel. Op basis van het volume, de hydraulische belasting en de belasting van stof wordt de initiële concentratie direct na een gebeurtenis berekend. Uitgangspunt hierbij is volledige menging van het ontvangende watersysteem. Of dit geldt, hangt sterk af van de lokale lozingsituatie én de grootte en geometrie van het systeem. De berekende concentraties geven dan ook slechts een theoretische benadering van de werkelijkheid en zijn een conservatieve schatting daarvan. De werkelijke piekconcentraties kunnen bij onvolledige menging hoger zijn. Dit betekent dat de conclusies voor E-coli (problemen met hygiënische betrouwbaarheid voor alle relevante systemen) geldig blijven. Voor BZV (van belang voor de zuurstofhuishouding) geldt sowieso een theoretische benadering (zie hierna onder het kopje ‘TEWOR’).

TEWOR
De effecten op de zuurstofhuishouding zijn berekend met een zuurstofmodel. Dit model beschrijft de processen in de zuurstofhuishouding op dezelfde manier als TEWOR. Ook zijn de standaardprocesco-ëfficiënten uit de TEWOR-methodiek toegepast. Als invoer van het model is de maximale piekconcentratie BZV gebruikt, die ontstaat na volledige menging van de geloosde vracht over de hele vijver. Aanname is dat 50% van de BZV-vracht uit de gemengde stelsels zeer snel sedimenteert en geen zuurstofvraag heeft in de waterkolom. Om rekening te houden met dit proces, zijn de piekconcentraties na menging gehalveerd.

De benadering volgens TEWOR wordt algemeen gebruikt bij het beoordelen van effecten van lozingen uit rioolstelsels op stadswateren. Het is een gestandaardiseerde methode die lokale omstandigheden niet meeneemt, zoals een dikke sliblaag en achtergrondconcentraties. TEWOR is bedoeld als een theoretisch model om het effect van een lozing inzichtelijk te maken. Uitgangspunt daarbij is dat de achtergrond-situatie voldoet aan het MTR (Maximaal Toelaatbaar Risico). Toepassing van dit model in het kader van dit onderzoek sluit goed aan bij het in de praktijk gehanteerde toetsingskader.

Mengmodel waterbodem
Voor de stadsvijver en de stadsingel is een schatting gemaakt van de waterbodemkwaliteit op basis van de belasting met metalen en zwevende stof. De concentratie metalen in het slib (uitgedrukt in ug/kg droge stof) is berekend door de totale belasting met een metaal te delen door de totale belasting met zwevende stof. De berekende concentratie reflecteert de kwaliteit van de waterbodemtoplaag. Aanname is dat het slib zich gelijkmatig over het totale bodemoppervlak van het systeem verspreidt. Voor een klein systeem als de stadsvijver is deze aanname gerechtvaardigd. Ook voor de stadssingel gaat deze wel op, mits de belasting verspreid over verschillende lozingspunten in het systeem komt. Voor de grotere systemen (de lokale boezem en het regionale stroomgebied) geldt deze aanname zeker niet en is deze benadering ook niet toe te passen. Deze benadering is meer een ‘worst case’-schatting. In werkelijkheid liggen de gehalten naar verwachting lager, omdat een deel van de metalen uitloogt uit de waterbodem. De resultaten moet u dan ook zien als een ‘worst case’-benadering. Voor situaties waarin deze methode geen problemen voorspelt, zijn die er in werkelijkheid ook niet.

Exclusief voor leden
Geïnteresseerd in dit artikel? Log in!
En krijg toegang tot dit artikel en andere besloten delen van de website, met o.a. de kennisbank, beeldenbank en onderzoekspublicaties.
Vorige artikel Volgende artikel