Beheermaatregelen ter bestrijding van cyanobacteriënoverlast

Beheermaatregelen ter bestrijding van cyanobacteriënoverlast Onderzoek naar effectiviteit en haalbaarheid

Literatuurstudie

Rijkswaterstaat Waterdienst november 2007

Beheermaatregelen ter bestrijding van cyanobacteriënoverlast Onderzoek naar effectiviteit en haalbaarheid

dossier : B1653 registratienummer : MD-WR20070532 versie : Definitief

Rijkswaterstaat Waterdienst november 2007

DHV B.V. Niets uit dit bestek/drukwerk mag worden verveelvoudigd en/of openbaar gemaakt d.m.v. drukwerk, fotokopie, microfilm of op welke andere wijze ook, zonder voorafgaande schriftelijke toestemming van DHV B.V., noch mag het zonder een dergelijke toestemming worden gebruikt voor enig ander werk dan waarvoor het is vervaardigd. Het kwaliteitssysteem van DHV B.V. is gecertificeerd volgens ISO 9001.

©

DHV B.V.

INHOUD

BLAD

1

INLEIDING

5

2 2.1 2.1.1 2.2 2.3 2.4 2.5 2.6 2.7 2.8 2.9 2.10 2.11

NADER UITGEWERKTE MAATREGELEN Inleiding Kanttekening bij effectgerichte maatregelen Fixatie van fosfor door ijzerzouten Fixatie van fosfor door Phoslock™ Cyanofagen Effectieve micro-organisme™ Ozonbeluchting Bestraling met ultraviolet Natuurlijke flocculant: actieve klei Langzame zandfiltratie Behandeling met ultrasoon geluid Scavenger®

15 15 15 16 17 20 21 23 26 27 30 31 34

3 3.1 3.1.1 3.1.2 3.2 3.2.1 3.2.2 3.2.3 3.3 3.3.1 3.3.2 3.4 3.4.1 3.4.2 3.5 3.6 3.6.1 3.6.2 3.7 3.8 3.9

OVERIGE MAATREGELEN Reductie van eutrofiering (bottom up control) Externe nutriëntenreductie Interne nutriëntenreductie Actief biologisch beheer/biomanipulatie (top-down control) Visstandbeheer Dreissena polymorpha (driehoeksmossel) Micro-organismen Natuurlijke algiciden Rottend stro Fruitschillen Kunstmatige menging Permanente menging Intermitterende menging Reductie van de entpopulatie Oxidanten Kaliumpermanganaat Chloor Anorganische membraanfiltratie Klappen van de gasvacuolen door hydrostatische druk Mechanisch verwijderen van drijflagen

35 35 35 36 39 39 40 40 41 41 42 42 43 43 44 44 44 45 45 45 46

4

CONCLUSIE

47

5

LITERATUUR

49

BIJLAGE 1

Resultaten literatuuronderzoek ultrasoon geluid en cyanobacteriën

RWS Waterdienst/Beheermaatregelen ter bestrijding van cyanobacteriënoverlast MD-WR20070532

26 november 2007, versie Definitief -3-

DHV B.V.

26 november, versie Definitief -4-


DHV B.V.

1

INLEIDING Sinds begin 2006 is de nieuwe Europese Zwemwaterrichtlijn van kracht. Het doel van deze richtlijn is het behoud, de bescherming en de verbetering van de milieukwaliteit in oppervlaktewateren waar mensen zwemmen en de bescherming van de gezondheid van de mens op deze zwemwaterlocaties. De richtlijn focust daarbij vooral op de risico’s van verontreiniging met fecale bacteriën. Maar ook de risico’s van cyanobacteriën krijgen aandacht, voornamelijk in artikel 8 van de richtlijn. Ook in het volgens artikel 6 verplichte en in Bijlage III uitgewerkte Zwemwaterprofiel is naast een beschrijving van kenmerken van het zwemwater (inclusief de mogelijke bronnen van bacteriële verontreiniging en de verontreinigingsroutes) een beoordeling van de mogelijke proliferatie van cyanobacteriën opgenomen. In geval van mogelijke gezondheidsrisicio’s dienen passende maatregelen getroffen te worden om eventuele blootstelling van mensen aan cyanobacteriën te vermijden. Wat ‘passende maatregelen’ precies zijn is niet nader omschreven. Over het algemeen kunnen maatregelen ter voorkoming van blootstelling aan blauwalgen op drie verschillende niveaus ingezet worden: brongerichte maatregelen, effectgerichte maatregelen en publieksgerichte maatregelen. Brongerichte maatregelen richten zich in eerste instantie op reductie van de factoren die de groei van cyanobacteriën beïnvloeden. Er valt in dit geval onder andere te denken aan nutriëntreductie. Effectgerichte maatregelen zijn niet gericht op het voorkomen van de groei van cyanobacteriën maar meer op de voorkoming van de ophoping van de organismen in de vorm van drijflagen. Hierbij valt te denken aan drijflagen tegenhouden, verwijderen of actief mengen van het water waarop de drijflaag zich bevindt. Publieksgerichte maatregelen zijn gericht op het minimaliseren van gezondheidsrisico’s door middel van informatievoorziening van het publiek. Door middel van deze maatregelen wordt voorkomen dat recreanten blootgesteld worden aan de cyanobacteriën. Het onderscheidt tussen Brongericht – en Effectgerichte maatregelen is niet altijd even duidelijk te maken. Er zijn maatregelen die zowel in de ene als in de andere categorie te plaatsen zijn. Vandaar dat we in onderstaande tabel (Tabel 1) spreken van Symptoombestrijding en Groeireductie. Hiermee wordt bedoeld dat een maatregel gericht is op het direct bestrijden van het probleem (symptoom), over het algemeen drijflagen. Daarnaast bestaan er dus maatregelen die meer op lange termijn werken omdat ze gericht zijn op de reductie van de groei van cyanobacteriën. Effecten van dergelijke maatregelen kunnen binnen een seizoen of pas na enkele jaren merkbaar zijn. De diverse maatregelen zijn aanleiding geweest voor de belegging van de workshop “beheersmaatregelen blauwalgen”. Uit deze workshop kwam onder meer naar voren dat er binnen Nederland diverse initiatieven ontplooid worden om eventuele problemen met blauwalgen te bestrijden. Tevens bleek dat met betrekking tot de effectiviteit en de kosten van de maatregelen nog onvoldoende bekend is. Het is nu de bedoeling om door middel van een matrix een compleet beeld te vormen met betrekking tot mogelijke maatregelen, de effectiviteit ervan en eventueel de bijbehorende kosten. Het invullen van de matrix moet plaatsvinden door een literatuurstudie en uitwisseling met ervaringsdeskundigen. De nadruk hierbij ligt op de brongerichte en effectgerichte maatregelen. Publieksgerichte maatregelen worden vooralsnog als uiterste middel verondersteld om de volksgezondheid niet in gevaar te brengen. Opbouw rapport en leeswijzer Het voorliggende rapport is het resultaat van het literatuuronderzoek. Uit het onderzoek blijkt dat er een heel scala aan methodes inzetbaar is in de strijd tegen cyanobacteriën en de door cyanobacteriën geproduceerde kwalijke stoffen (de cyanotoxines). Zolang de cyanotoxines in de cyanobacteriecellen



DHV B.V.

blijven is het zinvol om de cyanobacterie te bestrijden, daarmee bestrijdt men namelijk direct de toxines. Wanneer de toxines zich buiten de cel bevinden, bijvoorbeeld na afsterven of kapotmaken van de cellen, zullen de bestrijdingsmethodes zich meer op de toxines moeten richten. De in dit rapport beschreven methodes zijn niet allemaal even zinvol gebleken en/of niet in een ver gevorderd stadium getest. Om die reden is in overleg met de Waterdienst een aantal maatregelen uitgelicht en nader beschouwd. De keuzes zijn gebaseerd op haalbaarheid of omdat er dergelijke maatregelen op dit moment in de Nederlandse situatie getest worden. De onderstaande tabel is een schematische weergave van alle mogelijke maatregelen die in de literatuur aangetroffen zijn. De nader uitgewerkte maatregelen zijn in deze tabel in lichtgrijs geaccentueerd. Deze maatregelen worden in hoofdstuk 2 beschreven. Van de nader uitgewerkte maatregelen is gestreefd naar een zo volledig mogelijk beeld van: de staat van kennis m.b.t. de maatregel; de te verwachten effectiviteit van de maatregel; de eventuele neveneffecten van de maatregelen; de kosten van de maatregelen. In hoofdstuk 3 is van de overige maatregelen in beeld gebracht wat de werking is. De overige aspecten zijn indien bekend opgenomen. De niet nader uitgewerkte maatregelen zijn niet per definitie kansarme maatregelen. Nadere testen, voornamelijk in veldsituaties, zouden een aantal van deze maatregelen tot kansrijke maatregelen kunnen maken. Het rapport sluit af met conclusies in hoofdstuk 4.



DHV B.V.

Tabel 1: Samenvattend overzicht van mogelijke maatregelen ter bestrijding van cyanobacteriën. De lichtgrijs gekleurde rijen zijn verder uitgewerkt in hoofdstuk 2 van deze rapportage. Wanneer vakken donkergrijs gearceerd zijn, betekent dit dat de beoordeling met huidige kennis onmogelijk is. De kolom ‘werkingsmechanisme’ geeft aan hoe de desbetreffende maatregel cyanobacteriën beoogt te bestrijden en is daarnaast onderverdeeld in symptoombestrijding (= SB) en ingrijpend in het groeiproces/groeireductie (= GR). ++ = zeer positieve score; + = positieve score; ± = neutrale score; - = negatieve score. MAATREGEL

WERKINGSMECHANISME

KENNIS

EFFECTIVITEIT

INZETBAARHEID (waar/wanneer)

KOSTEN

NEVENEFFECTEN

± effect groter wanneer > 85% van bodemwoelende vis wordt verwijderd ± niet effectief bij kolonievormende cyanobacteriën

resultaat niet op korte termijn

++ structureel; langdurig beheer; herhalend wegvangbeheer

ecosysteemeffecte n; invloed op bodemstructuur

niet gestratificeerde systemen

20.000 initiële kosten per ha; als groei Dreissena niet aanslaat dan herhalende kosten.

kans op verstoring balans plankton; oncontroleerbaar

± zeer gastheerspecifiek; oncontroleerbaar; gastheer kan snel resistentie vertonen

In het veld nog niet inzetbaar.

Actief biologisch beheer (biomanipulatie): visstandbeheer

GR herstellen evenwicht soortgroepen (meer waterplanten, minder fytoplankton)

++

Dreissena (driehoekmossel)

GR verhoogde begrazing op cyanobacteriën

+

cyanofagen

SB verhoogde celdood door virus dat aangepast is aan cyanobacteriën

± mechanisme bekent, maar praktische uitwerking mist

micro-organismen

SB onduidelijk ; verhoogde nutriëntencompetitie

-



resistente gastheercellen

DHV B.V.

MAATREGEL

WERKINGSMECHANISME

KENNIS

EFFECTIVITEIT


KOSTEN

NEVENEFFECTEN

GR (bij diep systeem) remming groei door lichtlimitatie, wijziging in lichtdynamiek en verhoogde sedimentatie GR ( bij diep systeem) versterkte reactie als bij permanente menging door nog hogere variatie; variatie in nutriëntenbeschikbaarheid.

++

±

diepe systemen (> 10 m); niet bij nutriëntgelimiteerde systemen

++ structureel

+

+

diepe systemen; niet bij nutriëntgelimiteerde systemen

++ structureel

nutriëntentoename; in uitzonderlijke gevallen anoxia; effecten op het biotische milieu nutriëntentoename; in uitzonderlijke gevallen anoxia; effecten op het biotische milieu

SB verhoogde sedimentatie

+

mogelijk in te zetten ter voorkomen van drijflagen

maximaal 50.000 m3; mogelijk allen goed resultaat in gesloten systemen?

++ structureel

Kunstmatige mening: permanente mening

intermitterende menging

mening met Oloïd®



DHV B.V.

MAATREGEL

WERKINGSMECHANISME

KENNIS

EFFECTIVITEIT


KOSTEN

NEVENEFFECTEN

interne reductie nutriënten: NB: Interne nutriëntenreductie altijd in combinatie met externe nutriëntenreductie (aanleg riolering/stopzetten aanvoer / helofytenfilter/bacteriefilter/chemische behandeling)

€ 5-60 per m3 bagger (afhankelijk van berging); afhankelijk van systeem eenmalig of structureel € 2500 per ton vanaf 2 ha (inclusief vooronderzoek/transp ort/ toepassing/ monitoring); grofweg € 0,25/m³ of € 0,5 /m² (diepte > 2 m). ++ meestal niet eenmalig

verstoring biotisch/abiotisch milieu; tijdelijke verhoging ecotoxicologische stoffen in water; bioaccumulatie

in samenhang met andere maatregelen

++ meestal niet eenmalig

toxiciteit afhankelijk van zuurgraad

in samenhang met andere maatregelen; in kleine wateren, in hard water

±

effecten op het abiotische en biotisch milieu vanwege hoge dosering

baggeren

GR verminderde nutriëntenbeschikbaarheid

+

+


p-fixatie door Phoslock™

GR verminderde nutriëntenbeschikbaarheid

+

+


p-fixatie door ijzerzouten

GR verminderde nutriëntenbeschikbaarheid; coagulatie GR verminderde nutriëntenbeschikbaarheid

±

± gevoelig voor redoxreacties


±

± zuurgraadafhankelij k

GR verminderde nutriëntenbeschikbaarheid; coagulatie

±

± lange en korte termijn; cellen blijven intact;

p-fixatie door aluminiumzouten

p-fixatie door kalk



lanthanium ophoping; fosfaatlimitatie

versterking groei fytoplankton (micronutriënt)

DHV B.V.

MAATREGEL

WERKINGSMECHANISME

KENNIS

actief koolstof

GR verminderde nutriëntenbeschikbaar heid

toegepast in waterzuivering; geen kennis bestrijding cyanobacteriën

aëratie van hypolimnion

GR verminderde nutriëntenbeschikbaar heid; vermindering nalevering sediment GR verminderde nutriëntenbeschikbaar heid

membraanfiltratie

SB fysieke verwijdering

langzame zandfiltratie

SB fysieke verwijdering en biologische afbraak in filter

doorspoelen (hypolimnion) met nutriëntenarm water

EFFECTIVITEIT


KOSTEN

NEVENEFFECTEN

±

±

diepe meren

++ structurele kosten

±

+

wanneer waterhuishouding toelaat; in samenhang met andere maatregelen

++ structurele kosten

verstoring bodemtemperatuur met als gevolg verhoogde nutriëntennalevering verstoring boven- of benedenstrooms waterkwaliteit en waterpeil; verstoring bodemtemperatuur met als gevolg verhoogde nutriëntennalevering

± niet toepasbaar veld ± toepassing cyanobacteriën weinig bekend

± onduidelijk; afname cyanobacteriecellen waargenomen

mogelijk toepasbaar op kleine watersystemen

± wanneer filter werkt, mogelijk weinig onderhoud

Filtratie:

26 november, versie Definitief - 10 -


effecten op microbiologisch milieu, t.g.v. vrijkomen van toxinen

DHV B.V.

MAATREGEL

WERKINGSMECHANISME

KENNIS

EFFECTIVITEIT


KOSTEN

NEVENEFFECTEN

ozon

SB schade aan cyanobacteriecellen door redoxreacties en radicalen

±

+ sterk afhankelijk van opgelost organisch materiaal

in water met weinig opgelost organisch materiaal en geen broom

+

effecten op abiotisch en biotisch milieu; vrijkomen van cyanotoxines; vorming van schadelijke bijproducten

kaliumpermanganaat

SB schade aan cyanobacteriecellen door radicalen

+

effecten op biotisch milieu; vrijkomen van cyanotoxines

chloordioxide

SB schade aan cyanobacteriecellen door radicalen

+

bijproducten; effecten op biotisch milieu; vrijkomen van cyanotoxines

waterstofperoxide/ methyleenblauw/ fthalocyanine

SB directe schade aan cyanobacteriecellen door radicalen

niet genoeg bekend voor toepassing in veld veel gebruikt in waterzuiveringsin dustrie; niet genoeg bekend voor toepassing in veld niet genoeg bekend voor toepassing in veld

+

bijproducten; effecten op biotisch milieu; vrijkomen van cyanotoxines

Oxidanten:


26 november 2007, versie Definitief - 11 -

DHV B.V.

MAATREGEL

WERKINGSMECHANISME

KENNIS

EFFECTIVITEIT


KOSTEN

SB klappen van gasvacuolen; afname sterke concurrentiepositie SB klappen van gasvacuolen; afname sterke concurrentiepositie

geen praktische techniek bekend

rottend stro (gerstestro en rijstestro)

NEVENEFFECTEN

+

±

diepe meren

+

effecten op biotisch milieu

SB mechanisme onbekend

±

± remming van groei waargenomen

optimale werking na lange tijd (6 maanden); alleen onder aërobe conditie.

±

SeaKleen

SB mechanisme onduidelijk

cyanometabolieten (nostocarboline, cyanobacterin, fischerellin)

SB mechanisme onduidelijk

± onderzoek voor toepassing in viskweekindustrie ± remmend effect gevonden, nog geen praktische toepassing mogelijk

± remming op bepaalde fytoplanktonsoorten waargenomen ±

tevens remming groei van ander fytoplankton; mogelijk toename nutriënten tevens remming op groei van ander fytoplankton

klappen van gasvacuolen klappen van gasvacuolen door osmotische druk (turgordruk)

klappen van gasvacuolen door hydrostatische druk

Natuurlijke algiciden:



effecten op het biotisch milieu; mogelijk vrijkomen van cyanotoxines

DHV B.V.

MAATREGEL

WERKINGSMECHANISME

KENNIS

EFFECTIVITEIT

fruitschillen (banaan en mandarijn)

SB mechanisme onbekend

1 onderzoek

± remming cyanobacteriën waargenomen

SB fysieke verwijdering; ozonbehandeling

± geen specifieke cyanobacteriedata

±

SB fysieke verwijdering

+ nog onderzoek nodig naar praktische toepassing op grote schaal en invloed op andere soorten

+


KOSTEN

NEVENEFFECTEN mogelijk effect op biotisch milieu; mogelijk toename nutriënten

Mechanische verwijdering: Scavenger®

mogelijk bij hoge dichtheden; tijdens bloeien/drijflagen

++

in het bijzonder wanneer concentraties van cyanobacteriën hoog zijn; tijdens bloeien

+

drie maanden gebruik vaartuig kost circa € 400.000, -.

zeer verstorend effect op abiotisch en biotisch milieu door hoge turbulentie, hoge zuurstof- en ozontoediening

Flocculanten: gemodificeerd klei



mogelijk toename door versnelde mineralisatie cyanobacteriën; mogelijk invloed op biotisch milieu; mogelijk nutriëntenfixatie

DHV B.V.

MAATREGEL Overig: uv-bestraling

ultrasoon

elektropulse


WERKINGSMECHANISME

KENNIS

EFFECTIVITEIT


KOSTEN

NEVENEFFECTEN

SB metabolische ontregeling; structurele schade door radicalen SB structurele schade door radicalen, temperatuur en cavitatie

+ weinig onderzoek naar effect ter bestrijding cyanobacteriën + veel onderzoek in laboratorium, weinig in veld

+

niet in het veld i.v.m. negatieve neveneffecten

++

effect op biotisch milieu

+ lage intensiteit, vacuolespecifieke frequentie, intermitterend (5 minuten/dag)

diepe meren; op migratiediepte tijdens momenten van celdeling (= soortspecifiek)

+ apparaat is ± € 2000 euro per stuk

SB structurele schade

± enkel onderzoek in laboratorium; niet toepasbaar in veld

effect op abiotisch milieu; effect op biotisch milieu nog niet duidelijk; mogelijk toename van cyanotoxines vorming van radicalen, toename cyanotoxines; effect op abiotisch en biotisch milieu


DHV B.V.

2

NADER UITGEWERKTE MAATREGELEN

2.1

Inleiding Uit deze studie blijkt dat er en heel scala aan maatregelen voorhanden is om cyanobacterie overlast aan te pakken. De effectiviteit en de kosten lopen nogal uiteen. Met bovenstaande kanttekening in acht genomen lijken maatregelen waarbij cyanobacteriecellen intact gelaten worden aan te bevelen, hierbij valt te denken aan het gebruik van Phoslock, actieve klei of zandfiltratie. Deze maatregelen reduceren de groei en / of zorgen voor de verwijdering van de cyanobacteriën uit de waterfase. De effectiviteit van deze maatregelen is nog niet compleet duidelijk maar stemmen hoopvol. Ook in het geval wanneer cyanotoxines zich buiten de cel bevinden kan bijvoorbeeld zandfiltratie uitkomst bieden. Een andere maatregel die in het geval van extracellulaire toxines inzetbaar lijkt is de behandeling met ozon. Er is niet aan te geven welke maatregel nu het best in te zetten is. Elke situatie zal blijven vragen om een locatiespecifieke aanpak waarbij rekening wordt gehouden met de te bestrijden soort cyanobacterie en het te bestrijden soort toxine.

2.1.1

Kanttekening bij effectgerichte maatregelen In een gezonde cyanobacteriepopulatie blijft meer dan 90% van de toxines in de cel (Chorus en Bartram, 1999). Een hoge dichtheid toxische cyanobacteriën betekent daarom niet vanzelfsprekend een hoge concentratie opgeloste toxinen in het water zelf. Een aantal van de hierboven beschreven maatregelen is er op gericht om de cyanobacteriecel te vernietigen. Mogelijk met gevolg dat de in de cellen opgeslagen toxines vrijkomen in het water. De biologische rol van cyanotoxines, zoals microcystine, is nog steeds onduidelijk. Hoewel eerder gedacht werd aan een antivraatfunctie, wijst nieuw onderzoek in de richting van cel tot cel communicatie (Schatz et al., 2007; Rantala et al., 2004). Dit betekent dat cyanotoxines van kapotte cellen door levende cellen waargenomen wordt. Recent onderzoek heeft nu gesuggereerd dat als gevolg daarvan de levende cellen hun interne cyanotoxine concentratie verhogen. Per cel ontstaat er dus meer toxine. In totaal betekent dit, dat een hele cyanobacteriepopulatie meer toxisch kan worden (Schatz et al., 2007). Wanneer cyanobacteriën met effectgerichte maatregelen worden bestreden is de kans op een verhoogde concentratie extracellulaire toxinen klaarblijkelijk een reële zorg. Echter, hoewel cyanotoxines meermaals in verband zijn gebracht met de dood van mensen, vee en vis (Van Riel et al., 2007) is een hoog ecotoxicologische effect in natuurlijke situaties van deze stoffen nog een omstreden feit.



DHV B.V.

2.2

Fixatie van fosfor door ijzerzouten Werking/kennis Interne defosfatering (totaal P en ortho-P) door toevoeging van ijzer(zouten) wordt al in het veld toegepast. Wanneer men ijzerchloride (FeCl3), ijzersulfaat (FeSO4) of ijzerionen (Fe3+) aan water toevoegt, bindt het ijzer in de vorm van Fe3+ aan opgeloste vormen van fosfor en slaat het product vervolgens neer als ijzerfosfaat. Als de chemie van het water stabiel is en omstandigheden zuurstofrijk, dan zal het fosfaat in de neerslag gefixeerd blijven Effectiviteit Op korte termijn kan een behandeling de interne fosfaatconcentratie verlagen. Bij een behandeling van 100 g Fe3+ m-2 daalde de concentratie fosfaat in de Reeuwijkse plassen tot met ⅔ van de oorspronkelijke waarde en nam het chlorofylgehalte af (Boers et al., 1994). Dit resultaat was echter tijdelijk vanwege de korte verblijftijd van het water in het systeem. Een ander veldonderzoek vond dat Fe2+ efficiënter opgelost beschikbaar fosfor (soluble reactive phosphorus =SRP) verwijderde dan Fe3+ en werd een reductie van 54-72 % gemeten ten opzichte van het referentiejaar. In 1995 bedroeg de concentratie opgelost beschikbaar fosfor 0,03 g P / l, in de jaren 1996 en 1997, na behandeling, respectievelijk 0,003 en 0,008 g P / l. (Deppe en Benndorf, 2002). De effectiviteit van de behandeling neemt af wanneer er veel opgelost organisch materiaal in het water zit, omdat het flocculant ook hieraan bindt (Sun et al., 2005). Het is niet duidelijk of fosfor dusdanig kan worden verminderd dat het voldoende is om cyanbacterieoverlast te voorkomen en dus kan de effectiviteit niet voldoende worden bepaald. Mogelijke neveneffecten Een nadeel van deze maatregel is dat de zouten sterk gevoelig zijn voor redoxreacties, en dus ook zuurgraad. Het is mogelijk dat de pH van het water daalt, wanneer er weinig buffercapaciteit in het water aanwezig is. Bovendien zijn de zouten instabiel onder anoxische conditie en bestaat het risico dat fosfaatconcentraties juist toenemen. Door deze nadelen is meestal extra beluchting nodig en moet de behandeling meerdere malen worden herhaald (Engstrom, 2005; Hansen et al., 2003). Daarnaast is ijzer in sommige aquatische systemen een limiterend micronutriënt en dat door toevoeging hiervan groei gestimuleerd wordt (Nagai et al., 2006; Chorus & Bartram, 1999; Chow et al., 1998). Cyanobacteriecellen gaan niet dood door toevoeging van ijzerchloride en er is na toevoeging hiervan geen verhoogde cyanotoxinegehalte gemeten (Chow et al., 1998). Hoewel er meermaals is gespeculeerd dat ijzer geen ernstige ecotoxicologische effecten veroorzaakt, zijn er in het laboratorium acute en chronische toxische effecten van zwevende ijzerdeeltjes (4,49 mg Fe l-1) op Daphnia longispina gemeten (Randall et al, 1999). Kosten De kosten zijn op dit moment onbekend.



DHV B.V.

2.3

Fixatie van fosfor door Phoslock™ Werking/kennis Phoslock is een commercieel verkrijgbare klei (bentoniet; Na0,5Al2,5Si3,5O10(O)2·(H2O)) dat met het metaal lanthanium is gemodificeerd. Het is ontwikkeld om permanent een zeer groot deel van het opgelost beschikbaar fosfor in zoetwater in korte reactietijd te binden. Uit onderzoek blijkt dat Phoslock zowel de concentratie fosfaat in de waterkolom als in het sediment verlaagd tot soms zelfs onmeetbaar niveau (rond 5 µg SRP l-1) (Haghseresht, 2004; Robb et al., 2003; Greenop en Robb, 2001). De toedieningdosis is in labexperimenten onderzocht en blijkt op een factor 1:200 (1 deel reactief fosfor op 200 delen Phoslock) te liggen. Bij deze dosering nam de eindconcentratie reactief fosfor af tot minder dan 0.05 mg l-1. In het veld is gedurende minimaal 196 dagen een reductie van 96% biologisch beschikbaar fosfor in vergelijking met de controlegroep gemeten (Robb et al., 2003). Na een eerste toediening van Phoslock verlaagde de fosforconcentratie van 50 µg l-1 tot 20 µg l-1 en bleef op deze waarden, terwijl de concentratie in het controlewater opliep tot 200 µg l-1. In rivieren waar een hoge waterflux is, lijkt het product een langdurende (tot enkele maanden) reactief fosfor- en totaal fosfaatremming te laten zien. Fosfor wanneer gebonden aan Phoslock lijkt tevens onder anoxische omstandigheden gebonden te blijven (Greenop en Robb, 2001; Douglas et al., 1999). Duidelijk bewijs hiervoor ontbreekt. Om de bodem effectief af te sluiten en zo te voorkomen de fosfor re-mineraliseert wordt door de producenten van Phoslock een laag van 1 mm dikte geadviseerd, wat volgens hen bereikt kan worden door een toevoeging van 200 g Phoslock m-2. Effectiviteit In een proef met een afgesloten bassin werden na toevoeging van de gemodificeerde klei drijflagen aanzienlijk verminderd en werd de hoeveelheid cyanobacteriën gehalveerd. In het veld werden in de behandelde locaties wel bloeien waargenomen, hoewel die minder en korter aanwezig waren dan in de onbehandelde stukken rivier (Robb et al., 2003). De soortencompositie in het met Phoslock behandelde water wijzigde van hoofdzakelijk Anabaena circinalis naar niet-stikstofbindende cyanobacteriesoorten. In het voorjaar en zomer van 2007 wordt het effect van Phoslock op het voorkomen van cyanobacteriën door de Universiteit van Wageningen in het veld onderzocht. Resultaten hiervan zijn nog niet bekend, maar worden gepubliceerd op www.blauwalg.wur.nl. Mogelijke neveneffecten Effect op abiotisch milieu Volgens de producenten bevat het product dezelfde hoeveelheid verontreinigingen als in de natuur gevonden worden. Echter, na behandeling van een rivier in Australië werd er een meer dan vier keer zo hoge concentratie van het element lanthanium gemeten. Er wordt momenteel gewerkt aan het verbeteren van de formule, zodat er minder lanthanium wordt uitgescheiden. Concentraties van opgelost calcium, magnesium, koper en zink bleven ongeveer vergelijkbaar met die van de controlesite (Haghseresht, 2004). Effect op het biotisch milieu In 2004 is door het National Institute of Water & Atmospheric Research (NIWA) een uitgebreid ecotoxicologisch onderzoek uitgevoerd (Martin en Hickey, 2004). De conclusies hiervan waren RWS Waterdienst/Beheermaatregelen ter bestrijding van cyanobacteriënoverlast MD-WR20070532


DHV B.V.

dat het product geen acute toxiciteit vertoonde, hoewel er wel effecten op vis (Oncorhynchus mykiss), Daphnia magna en de alg Pseudokirchneriella subcapitata beschreven werden. Deze effecten werden toegeschreven aan het opgeloste lanthanium. Wanneer er fosfor in het water aanwezig is, wat bij deze analyse niet het geval was, zal het binden aan het lanthanium en rabdofaan vormen, wat zeer slecht oplosbaar en waarschijnlijk niet biologisch beschikbaar is. Na toevoeging van fosfor aan het medium verdwenen de toxische effecten op de regenboogforellen volledig. Verder is er ook een risicoanalyse van de potentiële milieueffecten in Nieuw Zeelands zoetwater uitgevoerd. Hieruit werd geconcludeerd dat als de toedieningvoorschriften van de producent worden opgevolgd, er een laag risico is voor biota, hoewel het bodemafdekkingscenario een potentieel negatiever effect op het milieu heeft vanwege de hogere Phoslock™-toediening. Bij overdosering bestaat er een kans op negatieve effecten op watervlooien en forel (Martin en Hickey, 2004). Het veldonderzoek in Australië (Greenop and Robb, 2001) leidde niet tot zichtbaar verstorende effecten op macroinvertebraten, zoetwatergarnalen, perifyton of een meetbaar negatief effect op bacteriën. In een later onderzoek van Robb et al. (2003), wanneer de macrofyt Potamogeton crispus massaal afstierf (reden hiervan is niet duidelijk beschreven), wijzigde als gevolg hiervan de planktonsamenstelling. De snelle recycling van nutriënten kan een oorzaak zijn geweest van de geobserveerde planktonbloeien in de met Phoslock™ behandeld oppervlaktewater. Dit soort biotische interacties zullen beter moeten worden onderzocht om het mogelijke effect van Phoslock™ te kunnen voorspellen. Verder moeten de chronische ecotoxicologische bioaccumulatie nog worden onderzocht.

effecten

en

de

mogelijkheid

van

Kosten Kostprijs van Phoslock wordt door gedefinieerd per kg of ton van het product waarbij de toegepaste hoeveelheid afhankelijk is van de fosforconcentratie en het wateroppervlakte. Elke 100 gram Phoslock kan 1 gram fosfor binden. De licentiehouder hanteert voor Nederland de volgende prijs: € 2500 per ton inclusief een voorafgaand onderzoek, transport, toepassing en een post-applicatiemonitoring. Dit geldt voor meren vanaf 2 ha. Grof geschat voor een watersysteem met een gemiddelde diepte van 2 meter en een verwijderinghoeveelheid van 1 mg fosfor per liter komt dit neer op € 0,25 m-³ of 0,5 m-². Voor een meer met een gemiddelde diepte van 10 m en waarbij er 1 mg fosfor per liter (= 1 g fosfor/m³) dient verwijderd te worden gebruikt de licentiehouder de volgende berekening: 1 g fosfor/m³ * 100 g Phoslock/g fosfor * 2,5 €/kg Phoslock * 1kg/1000g * 10 m = 2,5 €/m². (concentratie fosfor in het water = hoeveelheid fosfor per volume) * (verhouding van de hoeveelheid Phoslock welke nodig is voor fixatie van fosfor) * (kostprijs van Phoslock) * (omzettingsfactor om eenheden te laten uitkomen) * (diepte van waterkolom) = (kostprijs per oppervlakte-eenheid). Dit is een ruwe schatting waarbij enkel rekening is gehouden met de hoeveelheid fosfor in de waterkolom zonder mogelijk niet-permanent gebonden fosfor in het sediment. Maar omdat 1 mg fosfor/l al een hoge concentratie is, wordt deze waarde gebruikt voor basisberekeningen (pers. com. P. van Goethem, Phoslock Belgie).



DHV B.V.

Contactgegevens voor licentiehouder Nederland/Belgium/Luxemburg: Dr Karl Ernst Nowak, Managing Director, Limnologisches Institut Dr Nowak, Mayenbrook 1, 28870 Ottersberg, Duitsland Tel: +(49) 4205 31750, Fax: +(49) 4205 3175 810 Email: [email protected]



DHV B.V.

2.4

Cyanofagen Werking/kennis Cyanofagen zijn speciaal aan cyanobacteriën aangepaste virussen behorende tot de families Myoviridea, Siphoviridae and Podoviridae (Tucker and Pollard, 2005). In het veld zijn sterke correlaties tussen cyanofaag en Microcystis-dichtheid waargenomen (Manage et al., 1999). Hoewel er gegevens bekend zijn over cyanofagen uit laboratoriumonderzoeken betreft dit meestal gegevens over hun isolatie, morfologie en biologie (Hilker et al., 2006; Sarma en Kaur, 2005; Short en Suttle, 2005). Manipulatie van de dichtheid en/of activiteit van cyanofagen zou een methode kunnen zijn om de groei van cyanobacteriën te remmen. Onderzoekers slaagden hierin in afgesloten veldexperimenten (ARISE, 1999). Philips et al. (1990) selecteerden cyanofagen uit het aquatisch milieu die in het laboratorium Microcystis spp. en Anabaena spp infecteerden met celdood als gevolg. Om de cyanobacteriën te kunnen infecteren hebben sommige cyanofagen Ca2+-ionen (1 mM) nodig om hiermee te kunnen binden (Mole et al., 1997). Effectiviteit Het is gebleken dat infectie met cyanofagen kan leiden tot het abrupt instorten van een Figuur 1. Figuur 3 uit: Tucker en Pollard, 2005. bloei, hoewel de gastheer hierbij snel resistentie ontwikkelt (Tucker en Pollard, 2005; Mole et al., 1997) wat herhaling van het resultaat lastig maakt. Uit onderzoek van Suttle en Chan (1994) blijkt dat infectie en celdood deels afhankelijk zijn van de dichtheid van de gastheerpopulatie; de kans op activiteit van cyanofagen in een intense bloei van cyanobacteriën is relatief hoog. Uit een infectieonderzoek (Tucker en Pollard, 2005) bleek dat cyanofagen binnen zes dagen effectief de hoeveelheid Microcystis-cellen kon reduceren tot een percentage van 5 ten opzichte van de hoeveelheid cellen zonder virus (figuur 1). Fagen kunnen op zeer specifieke gastheren invloed uitoefenen. Er zijn soorten bekend die slechts op bepaalde stammen van Microcystis aeruginosa effect hebben (Yoshida et al., 2006). Een risico is de mogelijkheid dat kunstmatig geïntroduceerde cyanofagen alleen soort- of zelfs stamspecifieke invloed uitoefenen. Mogelijke neveneffecten Omdat de celwanden tijdens celdood veroorzaakt door cyanofagen kapot gaan en hierbij cytoplasma uit de cellen lekt is het hoogstwaarschijnlijk dat er tevens cyanotoxines vrijkomen, hoewel dit nooit is gemeten (Tucker en Pollard, 2005). De introductie van in laboratorium gekweekte cyanofagen zouden potentieel een ongunstige verschuiving van cyanobacteriesoorten kunnen veroorzaken, maar waarschijnlijk zijn de gevolgen op het ecosysteem verder beperkt. Kosten In dit stadium zijn de kosten nog niet te achterhalen. 26 november, versie Definitief - 20 -


DHV B.V.

2.5

Effectieve micro-organisme™ Werking/kennis Een ander idee is het inzetten van effectieve micro-organismen (EM) ter bestrijding van cyanobacteriën. Het principe van EM-technologie is ontwikkeld aan de universiteit van Ryukyus in Japan in de jaren zeventig door Teruo Higa. Hij claimde dat een speciaal recept van meer dan 80 verschillende micro-organismen de afbraak van organisch materiaal kan beïnvloeden. Momenteel wordt EM over de hele wereld toegepast in landbouw, alternatieve gezondheidszorg, voedingstechnologie, waterzuivering en afvalverwerking. Zo is beschreven dat het van nut kan zijn bij verwerking van agrarisch, huishoudelijk en industrieel afval, het tegengaan van stankoverlast, het verhogen van composteer snelheden, het zuiveren van afvalwater en de reductie van slib (http://www.emro.co.jp/english/library/abstracts/ abstractsindex.html). De belangrijksten soorten micro-organismen die worden gebruikt zijn (Szymanski en Patterson, 2003): • Melkzuur bacteriën – Lactobacillus plantarum, L. casei en Streptoccus lactis; • Fotosynthetische bacteriën – Rhodopseudomonas palustrus en Rhodobacter spaeroides; • Gist – Saccharomyces cerevisiae en Candida utilis; • Actinomyceten – Streptomyces albus en S. griseus; • Schimmels – Aspergillus oryzae en Mucor hiemalis. Om waterwegen te zuiveren worden de zogenaamde ‘bokashi balls’ toegepast. Dit Figuur 2. De heer Tsurunen van het Japanse Parlement gooit een EMzijn gedroogde modderballen modderbal door de rekken van een oesterkwekerij het water in. die geïnoculeerd zijn met EM. De fabrikant beweert dat door toepassing van één bal per vierkante meter per seizoen meren, rivieren en vijvers gezuiverd kunnen worden (EM America, 2007). Verder wordt aangegeven dat de behandeling idealiter ® dient te worden aangevuld met regelmatige toevoeging van extra EM vloeistof (EM•1 ). Momenteel worden de bokashi balls in Japan gebruikt ter verbetering van de waterkwaliteit van de Seto Inland Sea door de gemeente Akitsu (Junko, 2002). Vele oesters en viskwekers zijn afhankelijk van dit water. Na zes maanden EM-toepassing (elke week toediening door de gemeente) is volgens de burgermeester de baggerlaag vrijwel verdwenen (30-50 cm minder), muggenplagen zijn afgenomen, stank is gereduceerd en zijn vissen en oesters weer volop aanwezig. Hoewel in het artikel stond dat resultaten wetenschappelijk werden onderzocht door professor Taketo Nakano van het Hiroshima Technologisch Instituut, zijn hier geen artikelen van gevonden. Effectiviteit Het grootste deel van de onderzoeksresultaten die gepubliceerd zijn over EM-technologie staat beschreven op website van de fabrikant. Het is moeilijk te achterhalen hoe nauwkeurig en objectief deze studies zijn. Het beschikbare onafhankelijke wetenschappelijk bewijs laat zien dat EM met succes kan worden toegepast in de landbouw (bijvoorbeeld Javaid, 2006; Khaliq et al., RWS Waterdienst/Beheermaatregelen ter bestrijding van cyanobacteriënoverlast MD-WR20070532


DHV B.V.

2006; Jin et al., 2005; Shen et al., 2004). Er zijn echter geen onafhankelijke onderzoeken naar de effectiviteit van EM in de bestrijding van cyanobacteriën. De werking van deze maatregel is gebaseerd op de verhoging van competitie voor nutriënten. Na de uitvoering van een herstelprogramma van het Kangasalan Kirkkojärvi-meer in Finland werd een verlaging van fosfaat geconstateerd, maar hoewel bokashi ballen waren gebruikt, was het positieve resultaat hier niet aan te relateren (Burger et al., 2007). In Duitsland heeft de stad Münster in samenwerking met de EM-vereniging en onderzoeksbureau EMGEO (Geowissenschaftliches Büro für Gewässerpflege und Umweltschutz) een onderzoek gedaan naar de werking en effectiviteit van EM. Hieruit kwam dat na toevoeging van EM de fosfaatconcentraties lager -1 waren (35-48%; afname tot 0,24 mg l ) in verhouding tot de controle, maar dat dit niet voldoende was om in het tweede jaar van de proef een algenbloei te voorkomen. (EMGEO, 2006). Doorzicht en opgelost organisch materiaal namen meetbaar af en waterplantenbiomassa nam toe. Omdat er op wetenschappelijk gebied nog niet voldoende bekend is over deze methode om cyanobacteriën te bestrijden heeft Rijkswaterstaat Directie IJsselmeergebied aan de Universiteit van Wageningen gevraagd om onderzoek uit te voeren naar de werking en negatieve effecten van deze EM-modderballen. Het onderzoek zal eind 2007 worden afgerond. Mogelijke Neveneffecten Hoewel er weinig bekend is over de neveneffecten, werd er geen acuut of chronisch effect op dieren gevonden (Ke et al., 2005). Uit een rapport van Rijkswaterstaat blijkt dat er kwik en nutriënten in de bokachi ballen zijn gevonden (Rijkswaterstaat IJsselmeergebied, 2007). Dit kan een reden zijn om ze niet in te zetten, maar het is ook mogelijk om eigen gemaakte modderballen te inoculeren. Daarnaast moet nog goed worden bekeken of deze maatregel binnen Nederlandse beleidskaders en wetgeving mogelijk is. Kosten De kosten zijn zeer waarschijnlijk laag; Één liter gefabriceerd EM-vloeistof , wat voldoende zou zijn voor de zuivering van 500 liter water, kost ongeveer één euro (Burger et al., 2007). Er zijn ook andere merken die vergelijkbare producten op de markt zetten zoals bijvoorbeeld Biosa™ and Efficient Microbes™.



DHV B.V.

2.6

Ozonbeluchting Werking/kennis Ozonbeluchting wordt al toegepast in de waterzuiveringsketen voor het verwijderen van nare smaak, kleur en geur, alsmede voor desinfectie van micro-organismen en met groeiende interesse tevens voor de verwijdering van chemische contaminaties zoals hormonen, antibiotica en pesticiden. De werking van ozonbeluchting is tweeledig. Allereerst veroorzaken ozonmoleculen directe schade hoofdzakelijk via het mechanisme van cyclo-additie en door electrofilische redoxreacties. Daarnaast is ozon onstabiel in natuurlijk water en bij afbraak worden er binnen seconden krachtige reactieve oxidanten, in het bijzonder hydroxylradicalen (•HO), gevormd. Deze radicalen geven schade aan verschillende bouwstoffen zoals DNA, lipiden en eiwitten.

Figuur 3: Effect van ozondosis en contacttijd op the populatie van cyanobacteriën, in monsters genomen uit oppervlaktewater (uit: Zouboulis et al., 2007).

Uit onderzoek blijkt dat ozonbeluchting effectief kan zijn tegen chemische verontreinigingen (Von Gunten, 2003b) en bacteriële verontreiniging (Von Gunten, 2003a). De mate van afbraak is echter sterk afhankelijk van concentraties opgelost organisch materiaal (Dissolved Natural Organic Material = DNOM), carbonaat-ionen, hydroxide-ionen en van de pH en temperatuur van het water. Daarom maakt de beïnvloeding van deze factoren het resultaat van beluchting sterk onvoorspelbaar (Buffle, 2005; Hoeger et al., 2002; Hitzfeld et al., 2000). Er is specifiek onderzoek gedaan naar het effect van ozon op cyanotoxines (Onstad et al., 2007; Zouboulis et al., 2007; Rapala et al., 2006; Jurczak et al., 2005; Newcombe en Nicholson, 2004; Tung et al., 2004; Hoeger et al., 2002; Schmidt et al., 2002; Shawwa en Smith, 2001; Hitzfeld et al., 2000; Rositano et al., 2001; Lawton en Robertson, 1999; Rositano et al., 1998). Hieruit blijkt dat ozonbeluchting, bij voldoende dosering (0,5-2,2 mg O3 l-1) en contacttijd (5-9 minuten,) effectief én specifiek cyanotoxines zoals microcystine, cylindrospermopsine en anatoxine verwijdert. Effectiviteit Slechts enkele experimenten zijn uitgevoerd naar het effect van ozonbeluchting op het beperken van cyanobacteriën (Hammes et al., 2007 (resultaten niet gepubliceerd); Zouboulis et al., 2007; ten dele in Hoeger et al, 2002; Benoufella et al., 1994). Hieruit blijkt dat de dosis en de contacttijd van invloed zijn op de effectiviteit van de behandeling. Hammes et al. RWS Waterdienst/Beheermaatregelen ter bestrijding van cyanobacteriënoverlast MD-WR20070532


DHV B.V.

(ongepubliceerde gegevens) beweren dat cellen van Synechocystis na beluchting in afmeting terugliepen en dat cellen van vorm wijzigden. Cellen bleven intact, maar vrijwel meteen na beluchting (minder dan één minuut contacttijd) wijzigden celwanden in samenstelling, verdween chlorofyl a-fluorescentie en de cellen lekten cytoplasma. Hoeger et al. (2002) vond dat een beluchting met 1 mg ozon l-1 van Microcystis cellen tot celdood leidde (contacttijd niet duidelijk). Zouboulis et al. (2007) beschrijft dat Aphanizomenon spp. geremd werden in het laboratorium bij beluchting van natuurlijk water (Polyphytos meer, Griekeland) met concentraties van 1 tot 8.3 mg ozon l-1 in de gasfase (zie figuur 3). Uit deze studie bleek dat de ozondosis de sleutelfactor voor de verwijdering van cellen. Een dosis van 4 mg ozon l-1 in de gasfase en een contacttijd van 1 minuut was effectief. Uit microscopische bestudering bleek dat cellen, hoewel lager in aantal, na de behandeling niet volledig kapot waren. De celstructuur was wel aanzienlijk gewijzigd. Ozonatie van deze cyanobacteriën resulteerde in het breken van ‘strengen’. Het is echter onduidelijk of nieuwe groei van deze cellen mogelijk is. Benoufella et al. hebben in 1994 de techniek van ozonflotatie geïntroduceerd. In het proces worden de cyanobacteriën eerst gecoaguleerd om het drijfvermogen te verhogen. Het coagulaat wordt in direct contact gebracht met fijne ozonbelletjes die door een waterstroom van poreuze diffusieplaten worden meegevoerd. Het contact per volume-eenheid tussen gecoaguleerde deeltjes en de zeer fijne ozonbelletjes in de installatie is groot. Het intensiveert hierdoor zowel de flotatie als de oxidatie van de algen door ozon. Als gevolg van de behandeling ontstaat er een schuimlaag aan het oppervlak die door middel van passage door een zand/actiefkool filter wordt verwijderd. Sinds dit artikel is er geen nieuwere informatie gepubliceerd over deze techniek en de inzetbaarheid in het veld. Mogelijke neveneffecten Bijproducten Een bekend gevolg van ozonbeluchting is dat organische stoffen niet volledig afgebroken worden waardoor er verschillende bijproducten ontstaan. Voorbeelden hiervan zijn organische broomverbindingen, aldehydes, ketonen en carboxylverbindingen (Zouboulis et al., 2007; Buffle, 2004; Huang et al., 2005; Von Gunten, 2003a; Janda en Svecova, 2001). Een deel van deze verbindingen zijn ongewenst in natuurlijk water omdat ze potentieel carcinogeen en verstorend op het biotisch milieu kunnen inwerken. Een gedetailleerde beschrijving van de effecten van de organische bijproducten op het milieu is niet bekend. Er wordt onderzocht of de vorming van bijproducten door middel van verschillende toevoegingen te minimaliseren is (Buffle, 2004). Invloed op het biotisch milieu Er zijn zeer weinig gegevens bekend over de invloed van ozonbeluchting op het biotische milieu en veel gemeten effecten zijn tegenstrijdig of nog onduidelijk. Effecten op ander aquatische soorten (waterflora, invertebraten, vissen) zijn niet expliciet onderzocht. Hammes et al. (2007) en Müller et al. (2003) beschrijven dat hoe langer de ozonbeluchting plaats vindt, hoe hoger de concentraties van assimileerbaar organisch koolstof (assimilable organic carbon, AOC) en andere fracties (opgelost organisch koolstof (Dissolved Organic Carbon =DOC), organische zuren, neutrale verbindingen) in het water zijn. Het vrijkomen van deze fracties zorgden voor een explosieve toename van micro-organismen. Daartegenover is het bekend dat ozon effectief verschillende bacteriën dood (Zouboulis et al., 2007; Von Gunten, 2003a).



DHV B.V.

Andere planktonsoorten ondervinden ook negatieve gevolgen van ozonbeluchting (Hammes et al., 2007; Perrins et al., 2006; Yun et al. 1997). 60 minuten ozoncontacttijd (1,0 mg ozon l-1, fytoplanktondichtheid van 0,97 mg chlorofyl a l-1.) bleek voldoende om verschillende fytoplanktonsoorten te verwijderen (Yun et al., 1997). Deze tijd is te lang voor praktische toepassing. Bij kortere beluchting konden de algen zich herstellen, hoewel hun fotosysteem binnen 6 minuten ozonbeluchting aangetast was. Vrijkomen van cyanotoxines Verschillende onderzoeken hebben uitgewezen dat door ozonbeluchting de extracellulaire concentratie microcystine kan toenemen (Jurczak et al., 2005; Smidt et al. 2002). Een verlaging van beide intra- en extracellulaire fracties is ook gerapporteerd (Hoeger et al., 2005) net als een toename van beiden fracties. Kosten Er zijn verschillende typen ozonbeluchters op de markt, zoals van Erwin Sander (http://www.sander-ozon.de/produkte.html) of I+A products (http://www.ia-products.nl/) en kosten voor een kleine generator € 500, - exclusief toebehoren zoals meters en speciale ozonbestendige slangen en kleppen tot € 7000, - voor een compleet systeem. Deze systemen zijn echter niet voor het veld gemaakt.



DHV B.V.

2.7

Bestraling met ultraviolet Werking/kennis Sinds de eerste rapportages over de humane gevolgen op de stratosferische ozonlaag zijn er duizenden artikelen verschenen over de biologische gevolgen van verhoogde ultraviolet (UV)bestraling (280-400 nm). UV-straling wordt door nucleïne zuren en eiwitten geabsorbeerd waardoor metabolische functies zoals transcriptie, DNA-replicatie en translatie direct worden ontregeld. Naast deze directe schade van UV, is er ook een indirect schademechanisme via reactieve oxidanten (‘reactive oxygen species’). Deze reactieve oxidanten hebben bij cyanobacteriën geleid tot remming van fotosynthese en structurele schade door de oxidatie van pigmenten en lipiden (Bouchard et al., 2006; Rinalducci et al., 2006; Ross et al., 2006; Xue et al., 2005; Bin Alam et al., 2001). Door het vormen van afschermende pigmenten (mycosporineachtige aminozuren, carotenoïden en scytonemine), verhoogde radicaalbestrijdende enzymen, door UV-vermijdende migratie en door een actieve reparatie van schade kunnen cyanobacteriën zich ten dele beschermen tegen de effecten van hoge UV-straling (Helbling et al., 2006; Wu et al., 2005; He en Hader, 2002a en b Blakefield, 1994). Effectiviteit Er zijn nog geen studies gedaan die specifiek keken naar de mogelijkheden van bestijding van cyanobacteriën door middel van verhoogde UV-straling. Wel is er onderzoek gedaan naar de toepassing van onnatuurlijk hoog UV in de waterzuivering ter vernietiging van cyanotoxines en worden hierbij positieve resultaten gevonden (Mazur-Marzek et al., 2005; Gajdek et al., 2004; Liu, 2003). Er zijn tot dusver onvoldoende gegevens over het effect van onnatuurlijk hoge UVstraling op cyanobacteriën. Om te kunnen evalueren of deze maatregel zou kunnen worden ingezet in het veld, moet meer onderzoek worden gedaan naar de effectieve dosis en naar de gevolgen op het biotische milieu. Mogelijke neveneffecten Bekend is dat UV-straling universeel schade toebrengt aan biologische verbindingen zoals DNA, enzymen en lipiden. Wanneer er veel organische verbindingen in het water zijn opgelost, kunnen deze verbindingen door UV-straling fotolyseren en vervolgens nutriënten genereren. In het geval van cyanobacteriën kan vrijkomen van cyanotoxines een negatief bijeffect zijn. Er is waargenomen dat bestraling van Microcystis-cellen met UV de extracellulaire concentratie microcystine met 55% liet toenemen in vergelijking met de controlegroep (Ross et al., 2006). Kosten In dit stadium van onderzoek zijn de kosten niet voldoende in te schatten.



DHV B.V.

2.8

Natuurlijke flocculant: actieve klei Werking/Kennis Actieve klei kan worden ingezet als flocculatiemiddel bij de bestrijding van cyanobacteriën. In het proces van flocculatie bindt de klei in het water aan cyanobacteriën door een chemische of biologische reactie en vervolgens zinkt de klei met de gebonden cyanobacterie naar de bodem. Hierbij spelen de factoren grootte, vorm, dichtheid, oppervlaktelading en chemische samenstelling van de klei evenals de cel-kleien klei-klei-interacties een rol in de effectiviteit van het flocculant (Pan et al., 2006a; Han en Kim, 2001). Omdat de flocculatie-efficiëntie van klei in zout veel hoger is dan die van in zoet water werd deze techniek van oorsprong vooral ingezet ter bestrijding van schadelijke bloeien in zee (Beaulieu et al., 2005; Sengco en Anderson, 2004; Yu et al., 1999). De laatste jaren groeit de interesse voor het inzetten van deze techniek in zoet water. Pan et al. (2006a) hebben uitvoerig onderzoek gedaan naar de verwijderingefficiëntie van 26 verschillende typen zuiver mineraal en klei. Hieruit bleek dat vooral sepioliet Microcystis-cellen snel en effectief verwijdert (zie onderstaande tabel 2 uit Pan et al., 2006a). Bij een concentratie van 0.2 g l-1 had sepioliet een verwijderingpercentage van 97%, terwijl die van andere kleien onder de 60% was. Deze goede verwijdering werd toegeschreven aan de vorm van het sepioliet dat met een netstructuur de Microcystis-cellen vasthield (figuur 4).

Classificiring in type I, II of III is gebaseerd op het type verwijderingefficiëntie; classificering in rate A, B, of C is gebaseerd op de snelheid van verwijdering; t50= tijd die nodig is om 50% van de cyanobacteriecellen te verwijderen; t80= tijd die nodig is om 80% van de cyanobacteriecellen te verwijderen; Q8h= 8 uur verwijderingeffectiviteit. (uit: Pan et al. 2006a).



DHV B.V.

Effectiviteit Uit verder onderzoek van de auteurs (Zou et al., 2006) blijkt dat na aanpassing van de structuur van de andere kleien door modificatie hiervan met chitosan, zodat deze meer de ‘brug- en netstructuur’ van sepioliet nabootsten, allen effectiever als flocculant werden. Chitosan is een biopolymeer dat al in verschillende industrieën toegepast wordt als flocculant (Strand et al., 2002). Door deze modificatie kon de effectieve dosis klei worden teruggedrongen. De rol van de klei is om gewicht te geven aan het netwerk van ‘gevangen’ cyanobacteriecellen, zodat deze sneller sedimenteren. Ook Verspagen et al. (2006) vond dat de massa en dichtheid van de klei hoofdzakelijk ten grondslag lag aan de verwijdering van Microcystiscellen.

Figuur 4: mineraal Sepioliet en Microcystis-cellen. Uit: Pan et al., 2006a).

Bij een pH van tussen de 6,7 en 9 had deze geen invloed op de verwijderingefficiëntie. Boven een pH van 10 verminderde de efficiëntie sterk (Pan et al., 2006b). Een verhoging in de saliniteit, humuszuurconcentratie had een verlaging in de effectiviteit van het gemodificeerd sepioliet. Bij hoge celdichtheden en vooral vroeg in de afstervingsfase was de behandeling het doeltreffendst. Uit een afgesloten veldexperiment (32 m2; 1,9 m diep) blijkt dat een toediening van 0,025 gram met chitosan gemodificeerd locale Chinese grond l-1 (50 g m2) effectief was in het verwijderen van cyanobacteriën (Pan et al., 2006b). De klei had binnen 5 uur een reductie van 99% chlorofyl a en 42 % opgelost fosfaat tot gevolg. Na 33 dagen was er nog geen verandering in de chlorofyl a-concentratie, maar er werd na 16 dagen een dubbele, in vergelijking met de initiële waarde, hoeveelheid opgelost fosfaat gemeten die na 23 dagen wederom afzakte. Hieruit kan geconcludeerd worden dat de klei cyanobacteriën effectief kan verwijderen. Mogelijke neveneffecten Invloed op het abiotische milieu Er is een verhoging van nutriënten of een verlaging van zuurstofgehalte door de mineralisatie van gesedimenteerde cyanobacteriën mogelijk. Verder is een (tijdelijke) afname in doorzicht aannemelijk. Invloed op het biotisch milieu De component chitosan lijkt een relatief veilige en bruikbare stof om in het natuurlijke milieu toe te passen, omdat er geen ecotoxicologische effecten van chitosan te verwachten zijn (Huang et al., 2000). In het afgesloten veldexperiment leken mosselen (Christeria plicata) en waterplanten (Myriophyllum spicatum) na 33 dagen van de toediening onaangetast. Er is niets bekend over de effecten op andere soorten plankton, maar het is aannemelijk dat deze niet ongemoeid blijven. Daarnaast is het waarschijnlijk dat de chitosan gemodificeerde klei invloed heeft op het bacteriële klimaat, al is dit effect onduidelijk en niet eenduidig (Strand et al., 2002). Vrijkomen van cyanotoxines Omdat bij de behandeling van de gemodificeerde klei de cyanobacteriecellen intact blijven (figuur 4), is het onwaarschijnlijk dat er tijdens de behandeling cyanotoxines vrijkomen.



DHV B.V.

Kosten De kosten zullen afhankelijk zijn van de dichtheid van de cyanobacteriën en van het volume van het te behandelen water. Uit een laboratoriumstudie van Verspagen et al. (2006), bleek dat bij concentraties van 15 mg bentoniet per liter water er al versnelde sedimentatie van Microcystis kolonies waar te nemen was. Dat komt neer op 1,5 g / m3. De prijs van 1 kg bentoniet is circa € 50, - , met 1 kg behandelt men dan ongeveer 670 m3.



DHV B.V.

2.9

Langzame zandfiltratie Werking/kennis Zandfiltratie wordt al meer dan 200 jaar ingezet voor de productie van schoon drinkwater (Grützmacher et al., 2002). Het is een techniek om micro-organismen, cysts, ova, virussen en DNOM uit water te verwijderen door middel van een actieve biofilm in het filter. Verschillende onderzoeken wijzen uit dat een filter met hoge kleidichtheid (16,1%) en organisch koolstof (2,9%) de cyanotoxines veel effectiever verwijderen dan een volledig uit zand bestaand filter (Mohamed et al., 2007; Miller en Fallowfield, 2001). Effectiviteit Grützmacher et al. (2002) hebben een aanzienlijke afname in Planktothrix-cellen waargenomen van 40 mm3 l-1 tot gemiddeld 1.5 mm3 l-1 na 22 dagen. Hierbij was de contacttijd met het filter gemiddeld 18 uur. Microcystines worden niet geabsorbeerd door het zand, maar afgebroken door de biofilm in het filter (Bourne et al., 2006; Ho et al., 2006). De verwijdering van cyanobacteriën is voornamelijk vanwege de fysieke barrière die het filter creëert. Het filter is na weken tot maanden optimaal, omdat er eerst een actieve biofilm moet worden gevormd (Zhang en Huck, 1996). Uit onderzoek naar de effectiviteit van zandfilters in de waterzuiveringsketen (Ferdausi en Bolkland, 2000; Muhammed et al., 1996) blijkt dat filters met zand van een grootte tot maximaal 0,45 mm, een uniformiteitscoëfficiënt van bij voorkeur niet groter dan 2,7 en een beddiepte van minimaal 40 cm een zuiverende werking tegen bacteriën kunnen hebben. Conventionele filtratiesnelheid is 0,1-0,3 m per uur. De temperatuur heeft in hoge mate invloed op het biofilm en als direct gevolg daarvan op de effectiviteit van het filter (Muhammed et al., 2007). De optimale afmetingen en doorstoomsnelheden voor het verwijderen van cyanobacteriën zullen nog uit onderzoek moeten blijken. Mogelijke neveneffecten Het filter zal waarschijnlijk invloed hebben op het microbiologische milieu (plankton en bacteriën). Verder kunnen er een verhoogde hoeveelheid toxines in het water terecht komen vanwege de cellen die achterblijven in het zandfilter. Deze zullen toxines uitscheiden waneer ze afsterven, die slechts ten dele worden afgebroken in het filter (Grützmacher et al., 2002). Kosten maatregel Deze maatregel is relatief simpel uit te voeren, laag in kosten en vergt weinig onderhoud. Vanwege deze redenen wordt deze techniek veelvuldig als waterzuiveringstechniek in derde wereld landen toegepast.



DHV B.V.

2.10

Behandeling met ultrasoon geluid Werking/kennis Ultrasoon geluid is geluid waarvan de frequentie te hoog is om door het menslijk oor waargenomen te worden. Het ultrasone geluidsgebied omvat frequenties van ongeveer 20 kHz tot 500 MHz. Wanneer ultrasoon geluid toegepast wordt in water ontstaan er als gevolg van cavitatie talloze waterstofbelletje. Wanneer deze imploderen, ontstaan er zeer lokaal hoge temperaturen (> 5000 ºC), hoge druk (700 bar), hydroxylradicalen en hoge snelheid microjets. De mogelijkheden van de toepassing van cavitatie voor het bestrijden van cyanobacteriën worden veelvuldig onderzocht. Momenteel worden er veelal labexperimenten met monoculturen uitgevoerd (zie onderstaande tabel) en enkele (afgesloten) pilotstudies (Ahn et al., 2003; Lee et al, 2002; Nakano et al., 2001) in het veld. Het meest beschreven effect is dat de gasvacuolen klappen en mede hiermee het competitief voordeel ten opzichte van andere fytoplanktonsoorten. Lee et al. (2001) bevestigde dit met transmissie elektronen microscopisch (TEM) onderzoek. Verder heeft ultrasoon doorgaans een negatief effect op de fotopigmenten. Waarschijnlijk zijn de hoge temperaturen en de vrije radicalen die tijdens de cavitatie worden gevormd de oorzaak hiervan (Hao et al., 2004b; Lee et al., 2001). Meermaals is er een afname in chlorofyl a en antennepigmenten gerapporteerd (Zhang et al., 2006b; Hao et al., 2004b; Tang et al., 2003). Effectiviteit In bijlage 1 is een tabel toegevoegd met daarin de resultaten van onderzoeken naar het effect van ultrasoon geluid op cyanobacteriën. Uit deze onderzoeken blijkt dat ultrasoon voor het merendeel een remmende werking op cyanobacteriën heeft. Enkele studies rapporteerden geen remmend of zelfs een stimulerend effect (Tang et al., 2004; Francko et al., 1994 en 1991). Uit de verschillende laboratoriumonderzoeken blijkt dat de ultrasoonintensiteit en de -frequentie evenals de tijdsduur van bestraling en de tijd tussen verschillende behandelingen invloed hebben op de doeltreffendheid van deze maatregel. Een probleem bij het vergelijken van de resultaten is dat in de geciteerde onderzoeken de eenheden van de toegediende behandelingsparameters (intensiteit en tijdsregime) niet altijd overeenstemmen en dat deze niet zondermeer kunnen worden omgerekend. Daarbij is het bewezen dat deze parameters grote gevolgen kunnen hebben voor het resultaat van de proeven. Dit probleem maakt het vinden van de meest effectieve dosis lastig. Deze moeilijkheid in acht nemend, lijkt uit de samenvattende tabel geconcludeerd kunnen worden dat een dagelijkse (binnen korte tijd) en relatief korte dosis van 4-5 minuten effectiever is dan een hogere dosis met langere tussenpauzen. Door middel van de Rayleigh-Plesset’s bubbel activatietheorie (Phillips et al., 1998; Hayes en Walsby, 1986; Walsby, 1971), kan de frequentie worden berekend waarbij de gasvacuolen optimaal resoneren. Bij deze frequentie zal het ‘vernietigende effect’ sterker zijn. Een ultrasoonfrequentie van 1,7 MHz ligt dichter bij vacuoleresonantie en is mogelijk een effectieve frequentie in de praktijk. Hoewel 200 kHz dichter bij omliggende cavitatie ligt en wellicht effectiever is, is hierbij een groter vernietigend effect op het omliggende biotisch milieu te verwachten (Hao et al., 2004b). Ahn et al. (2003) hebben een onderzoek in afgesloten veldexperiment. Daarbij werd gevonden dat in het controlebassin een drijflaag werd waargenomen terwijl deze afwezig was in het bassin dat werd behandeld met ultrasoon. De soortenverschuiving richting andere fytoplankton; het cyanobacteriedeel in de controle was 47% tegenover 13% in het behandelde bassin. RWS Waterdienst/Beheermaatregelen ter bestrijding van cyanobacteriënoverlast MD-WR20070532


DHV B.V.

Mogelijke neveneffecten Invloed op het abiotische milieu Bij een hogere frequentie worden zeer locaal hydroxylradicalen gevormd die als oxidanten optreden, hoewel deze niet van invloed blijken te zijn op de celverwijdering (Zhang et al., 2006a; Ahn et al., 2003; Petrier en Reverdy, 1992). Bestraling had een verlaging van de pH tot gevolg, net als een verlaagde concentratie opgelost zuurstof (als direct gevolg van een hogere temperatuur), totaal stikstof, totaal fosfaat en een verhoging van de temperatuur, geleiding en orthofosfaatconcentratie (Ahn et al., 2003). Invloed op het biotisch milieu Hoewel er weinig gegevens van de effecten van ultrasoon op het ecosysteem voorhanden zijn, bestaan er vele ongefundeerde discussies hierover. Conclusies op basis van onderzoek zijn lastig omdat resultaten zich moeilijk laten vergelijken. Bovendien worden er meermaals tegengestelde bevindingen gepubliceerd. Onderstaande discussiepunten en gegevens zijn van belang wanneer men overweegt deze maatregel toe te passen. Bij lage frequentie met hogere intensiteit zullen er meer bubbels om de cyanobacteriën heen ontstaan, waardoor er een hogere kans bestaat op schade aan het biotisch milieu (Hao et al., 2004a; Tang et al., 2003; Ahn et al., 2003). Een lage intensiteit (0,6 W cm-2) zou in theorie niet moeten leiden tot cavitatie buiten de cyanobacteriën wanneer de optimale resonantiefrequentie van de gasvacuolen wordt toegepast. Niettemin opperden Tang et al. (2004) dat alle aquatische soorten die gaslichamen bevatten waarschijnlijk al bij lage ultrasoonintensiteit schade kunnen ondervinden. Omdat ultrasoon veelvuldig in de gezondheidszorg wordt toegepast, is er uitgebreid gekeken naar de effecten hiervan op menselijke cellen en weefsels (Miller, 2007; Rott et al., 1998; Barnett et al., 1997). Het ultrasoongeluid kan bij dieren (muizen, varkens)/mensen longbloedingen veroorzaken als gevolg van de geluidsdruk (TNO, 2007). Er zijn genetische afwijkingen in planten, insecten, zoogdieren als gevolg van ultrasoon geluid, hoewel het tegenovergestelde ook veel gevonden is (Barnett et al., 1997). In de voedingstechnologie wordt ultrasoon gebruikt om zaden en visseneitjes sneller te laten ‘rijpen’ (Chisti, 2003). Hoge intensiteit kan enzymen kapot maken, terwijl lage intensiteit veelal secundaire metabolieten- en enzymsynthese in planten, bacteriën en algen te versterken (Chisti, 2003; Zhang en Chen, 2001; Al-Hamdani et al., 1998). Uit een recent onderzoek (TNO, 2007) naar het veilig toepassen van ultrasoon geluid (20 kHz tot 100 kHz) blijkt dat de geluidsdruk een negatief effect (gevoeligheid voor geluidstrillingen/onbehagelijkheid/desoriëntatie) op mensen heeft. Vrijkomen van cyanotoxines De frequentie lijkt weinig invloed te hebben op de uitscheiding van microcystines (Zhang et al., 2006a). Ultrasoonintensiteit heeft wel invloed en kan zowel een verhoging (Zhang et al., 2006a (80 kHz/80W/5-15 min); Ma et al., 2005 (20kHz/30 W/1 keer 7-9 min)) als een verlaging (Zhang -1 et al., 2006a (25 kHz/0,32W ml /1keer 5 min)) van extracellulaire microcystines tot gevolg hebben. Bij erg hoge ultrasoonintensiteit (> 60W) verlaagden de microcystinegehaltes wederom doordat deze werden afgebroken tot maximaal 70% (Ma et al., 2005). De afbraak van microcystines door ultrasoon is tevens onderzocht door Song et al. (2006; 2005). Ross et al. (2006) vond dat bij bestraling van ultrasoon de meeste microcystines vrijkwamen in verhouding met een behandeling van cellen met UV-straling, lichtstress, de algicide paraquat en osmotische stress. 26 november, versie Definitief - 32 -


DHV B.V.

Kosten Een apparaat met een bereik tot 150 meter kost circa € 2000, -.



DHV B.V.

2.11

Scavenger® Werking/kennis Een nieuwe techniek die momenteel in Amerika voor de reiniging van rivieren en meren wordt toegepast is de Scavenger®. Dit is een vaartuig met ‘scheparmen’ en een geïntegreerd zuiveringssysteem. Het water wordt in het vaartuig gezogen met een maximale capaciteit van 36 m3 per minuut. Grove verontreinigingen worden direct uit het water gefilterd en worden bovendeks verzameld om later afzonderlijk afgevoerd te worden. Het water wordt in een minizuivering aan boord behandeld met ozon en zuurstof (een gepatenteerd systeem: Oxy-Plus System™) en wordt vervolgens tot op een diepte van 10 meter terug in het water gespoten (zie figuur 5).

Figuur 5: Werking van Scavenger™

Effectiviteit Er zijn met de Scavenger® in het veld goede resultaten behaald. Oppervlaktewater werd ontdaan van drijfafval, olievervuiling, bacteriën en de opgeloste hoeveelheid zuurstof nam meetbaar toe. Er is echter geen onafhankelijk onderzoek gedaan naar neveneffecten van deze behandeling. Hoewel deze methode aangeprezen wordt voor zijn inzetbaarheid bij de bestrijding van cyanobacteriën, worden er in dit kader geen resultaten gepresenteerd. Mogelijke neveneffecten Er is te verwachten dat de Scavenger® ingrijpende effecten heeft op het ecosysteem en dat het gebruik van ozon negatieve gevolgen met zich zal brengen (zie paragraaf 2.5). Het zou interessant zijn om te onderzoeken of dit vaartuig kan worden aangepast (minder diepe en krachtige in- en uitlaat, de afwezigheid van ozonbeluchting) en op die wijze mogelijk wel praktische, arbeidsextensieve manier van mechanische verwijdering van drijflagen van cyanobacteriën. Kosten Het gebruik van de Scavenger gedurende drie maanden kost circa € 400.000, -.



DHV B.V.

3

OVERIGE MAATREGELEN

3.1

Reductie van eutrofiering (bottom up control) Een hoge fosfaatbelasting is de belangrijkste oorzaak van cyanobacterieoverlast (ARISE, 1999). Reductie hiervan is dus de aangewezen manier om schadelijke groei te bestrijden. Cyanobacteriën hebben een competitief voordeel ten opzichte van andere soorten planktonische organismen, doordat ze bij lage concentraties zeer effectief fosfor en stikstof kunnen opnemen voor de opbouw van biomassa. Ook voor micronutriënten is een hoge affiniteit gerapporteerd (Gress et al., 2004). Bijna elke vorm, zelfs dichtgebonden ijzer, inclusief ijzer dat gebonden is aan humuszuur, is biologisch beschikbaar voor cyanobacteriën. Door deze hoge affiniteit voor nutriënten moeten de opgeloste voedingsstoffen zeer laag zijn om limiterend voor de groei van cyanobacteriën te zijn. Momenteel wordt aangenomen dat een concentratie van 0,01 mg l-1 ortho-fosfaat en een concentratie van 0,08-0.1 mg l-1 oplosbaar anorganisch stikstof (DIN) cyanobacteriegroei kan remmen Verspagen, 2006; (CRC, ?). De groeidrempelwaarde van ijzer ligt waarschijnlijk tussen de 10-7 en 10-8 M (Sun et al, 2005). Om de beschikbare nutriënten voor cyanobacteriën in een watersysteem tot een dergelijk niveau te reduceren zullen er maatregelen moeten worden genomen om zowel de interne als de externe nutriëntbronnen te minimaliseren.

3.1.1

Externe nutriëntenreductie Voor het beperken van externe bronnen kunnen de volgende maatregelen o.a. worden ingezet (ARISE, 1999): - aanleg van riolering; - stopzetten van de aanvoer van nutriëntrijk-gebiedsvreemd water; - chemische defosfatering van suppletiewater of inlaatwater; - verhoogde doorspoeling met P-arm water; - biologische defosfatering van inlaatwater; - saneren van overstorten.

3.1.1.1 Biologische filters Vooral wanneer het aquatisch systeem vanuit één bron wordt gevoed, kunnen biologische filters een geschikte oplossing zijn om de nutriënten in het effluent te reduceren. Twee typen biologische filters die al worden toegepast zijn het (an)aërobe bacteriefilter en het helofytenfilter. Bacteriefiltratie vindt op grote schaal in de waterzuiveringindustrie plaats. Een voordeel hiervan is dat er geen chemische toevoegingen nodig zijn. Bij grote bassins (>100.000 populaties) is een bacteriefilter minder kostbaar dan chemische flocculatie. Hoewel initiële kosten hoog zijn, kost het uiteindelijk € 0,11-0,22 per liter water (ARISE, 1999). Door het plaatsen van een helofytenfilter wordt er naast nutriëntenreductie ook een ecologische impuls gecreëerd. Nadelen van filtratie zijn dat het proces uitvoerig moet worden bemonsterd, er een geschikte locatie (bassin) moet zijn en dat men het filter moet onderhouden (reinigen/maaien). Hoewel filteren van het inlaatwater het fosfor in het effluent vermindert, kan een bacteriefilter tot een afname van circa 0,2 mg P l-1 (Chorus en Bartram, 1999). Dit is niet voldoende om de groei aanzienlijk te remmen. Wanneer het watersysteem erg groot is, heeft een bacteriefilter niet voldoende capaciteit. In dat geval heeft een helofytenfilter de voorkeur. Wanneer de retentietijd in het helofytenfilter enkele dagen beslaat, kan het totaal-fosforgehalte met circa 50% worden RWS Waterdienst/Beheermaatregelen ter bestrijding van cyanobacteriënoverlast MD-WR20070532


DHV B.V.

gereduceerd (ARISE, 1999). Of dit effectief is, is mede afhankelijk van de mate van verontreiniging met voedingsstoffen en milieuvreemde stoffen van het water dat gefilterd wordt. Daarnaast speelt de gevoeligheid van de ingezette helofyten een rol bij de effectiviteit van de zuivering.

3.1.2

Interne nutriëntenreductie Uit ervaring blijkt dat er tot tien tot 15 jaar nodig kan zijn, voordat er een aanzienlijke afname van nutriënten plaats vindt (Jeppesen et al., 2005). Initiële daling blijkt vaak niet genoeg ter voorkoming van bloeien. Dit kan komen doordat het sediment in gestratificeerde systemen vrijwel altijd fosfor nalevert en omdat cyanobacteriën beschikken over een zekere mate van nutriëntenopslag. Wanneer er geen nutriënten meer het watersysteem inkomen, blijft het sediment onder zuurstofloze condities nutriënten uitstoten. Deze uitstoting, of nalevering, zal na sanering van externe bronnen, zeker vijf jaar lang hoger zijn, omdat er een balans moet ontstaan tussen de opgeloste nutriënten en de nutriënten in de bodem. Ook de wind, vooral in ondiepe meren, temperatuur, evenals bodemwoelende vissen (bioturbatie) kunnen de nalevering van nutriënten vanuit de bodem versterken. Vanzelfsprekend kan interne nutriëntenreductie alleen efficiënt zijn wanneer er vanaf buiten het systeem geen nieuwe nutriënten het systeem binnen komen. Fosforreductie kan in gestratificeerde systemen leiden tot gedragsverandering van populaties cyanobacteriën. Voorbeelden hiervan zijn: ‘overzomering’ van populaties in de spronglaag (vooral Oscillatoria spp.) en pendelbewegingen (bijvoorbeeld Microcystis spp.) naar waterlagen waar wel hogere nutriënten aanwezig zijn.

3.1.2.1 Baggeren Een mogelijkheid om de interne eutrofiering te verminderen is het verwijderen van de nutriëntrijke sliblaag op waterbodem. Dit kan zeer effectief zijn wanneer er tot een laag wordt gebaggerd die minder fosfor bevat of een vorm herbergt die minder mobiel is. De bagger moet ergens worden geplaatst waar het niet een externe input gaat leveren en moet in Nederland veelal als chemisch afval worden behandeld. Een nadeel van het baggeren is dat deze ingreep het ecosysteem aanzienlijk verstoord. Kosten Het is lastig om een schatting te maken van de kosten van baggeren, omdat er verschillende factoren zijn die het bedrag bepalen: hoe moeilijk de laag te verwijderen is; hoeveelheid van de baggerlaag; mate van verontreiniging van de bagger; be-/verwerkingskosten; transport op locatie en naar stortlocatie; stortingskosten. Hierbij zijn de stortingskosten het meest bepalend voor de kosten. De kosten van het verwijderen van bagger zijn:



DHV B.V.

Kosten voor het verwijderen van m3 slib Ontgraven 2,50 Afvoeren 5,00 Lossen 3,00 Storten 20,00 ntd 15% 4,58 sub totaal 35,08 Overhead Onvoorzien Totaal excl. BTW BTW Totaal incl. BTW

25% 20% 19%

8,77 8,77 52,61 10,00 62,61

Hierbij gaat het om een grove schatting en moet men een speling van plus of min 30% in acht nemen.

3.1.2.2 Chemische coagulanten In plaats van de nutriënten fysiek uit het systeem te verwijderen, is het ook mogelijk de nutriënten binnen het systeem vanuit de waterkolom te binden en te fixeren in het sediment, zodat ze niet langer biologisch beschikbaar zijn. Hier zijn verschillende coagulanten, zoals bijvoorbeeld ijzerzouten, aluminiumzouten en kalk voor in te zetten. Fixatie van fosfor door aluminiumzouten Fosfaat kan ook gefixeerd worden door alumium(zouten) in de vorm van aluminiumsulfaat (Al2(SO4)3 · 14H2O = alum). Wanneer alum aan water wordt toegevoegd wordt er aluminiumhydroxide (Al(OH)3) gevormd dat aan fosfor bindt. In tegenstelling tot ijzerhydroxide is aluminiumhydroxide niet gevoelig voor redoxreacties en werkt de reactie ook onder anoxische omstandigheden. Alum is gevoelig voor de zuurgraad van het water; onder hoge en lage pH is het complex met fosfor niet stabiel. In competitie voor fosfor zal aluminium het winnen van ijzer (Lewandowski et al., 2003). De dosis die wordt toegepast is een toediening van 0.2 tot 13 mg Al3+ l-1 afhankelijk van de alkaliteit van het water en fosforconcentraties (Van Hullebusch et al., 2002 en 2003). Net als bij ijzerzouten neemt de effectiviteit van de behandeling af wanneer er veel opgelost organisch materiaal in het water zit (Van Hullebusch et al., 2002). Alum is effectief in het verminderen van opgelost beschikbaar fosfor (SRP) op korte termijn (bijvoorbeeld Van Hullenbusch et al (2002): binnen 5 dagen tot 0,1 mg SRP l-1), maar slecht in het fixeren van organisch fosfor. Binnen drie maanden was het opgelost reactieve fosforgehalte weer op oorspronkelijke waarde en voor die tijd werden er al Microcystis kolonies (> 10 kolonies per ml) waargenomen (Van Hullebusch et al., 2002). Uit onderzoek blijkt dat alum ook op lange termijn de interne fosforconcentratie kan verlagen (Lewandowski et al., 2003). De onderzoekers namen waar dat een oude laag met aluminiumfosfor in het sediment na 30 jaar nog steeds fosfor ‘ving’. Dit is in tegenstelling tot de bevindingen van Van Hullebusch et al. (2002 en 2003) die alleen een effect op korte termijn vonden. De toxiciteit van alum is pH afhankelijk. Wanneer de pH daalt, wat kan voorkomen als het water een slechte buffercapaciteit heeft, worden Al(OH)2 en Al3+ gevormd die toxisch zijn. Als de pH van het water boven de acht ligt, wordt het oplosbare, toxische Al(OH)4 gevormd (Anderson, 2004; Deppe en Benndorf, 2002; Chorus en Bartram, 1999).



DHV B.V.

Na toevoeging van alum bleven Microcystis-cellen intact en werd er geen verhoogde concentraties microcystines gemeten (Chow et al., 1999). Fixatie van fosfor door kalk Calciumhydroxide (Ca(OH)2) en calciumcarbonaat (CaCO3) kan fytoplankton binden en verwijderen uit de waterkolom. Op lange termijn kan kalk fosfor fixeren (ARISE, 1999). Ca(OH)2 lijkt fosfor effectiever te binden dan CaCO3. Het toevoegen van kalk laat de pH en de hardheid van het water oplopen. Het is echter niet toxisch, redelijk goedkoop materiaal en een pH-schok is meestal te minimaliseren door voorzichtige dosering. Het heeft geen celdood tot gevolg, waardoor er geen extra toxines in het water komen (Kenefick et al., 1993; Lam et al., 1995). Een nadeel van fosforfixatie door kalk is dat er een hoge dosering nodig is (50-250 mg l-1) (Zhang en Prepas, 1996). In gestratificeerde systemen kan het gebonden calciumhydroxide in het zuurstofarme en vaak zuurdere bodemwater (hypolimnion) weer oplossen en daardoor het gebonden fosfor weer vrijgeven (Naselli-Flores et al., 2003). Meervoudig kalktoediening bleek chlorofyl a en totaal fosfor op lange termijn te doen afnemen (Zhang et al., 2001; Prepas et al., 2001). Echter, Zhang et al. (2001) vonden geen verminderde hoeveelheid cyanobacteriën na toevoeging van kalk. Fytoplanktonbiomassa nam af gedurende één jaar een regime van meervoudige toediening, maar zoöplankton vertoonde geen significante verschillen in biomassa.

3.1.2.3

Aëratie van het anaërobe hypolimnion van diepe meren Wanneer de top van het sediment anaëroob is, neemt de nalevering van fosfor toe. Een toediening van zuurstof zou dit proces kunnen remmen of stoppen. Uit onderzoek blijkt dat de invloed van zuurstof beperkt is op de remming van nalevering (Hansen et al., 2003; ARISE, 1999). Vooral in ondiepe meren bestaat het risico dat de verhoogde turbulentie de thermische structuur verstoort en dat verhoogde bodemwatertemperatuur tot extra nalevering leidt. In 2005 hebben Singleton en Little verschillende beluchters onderzocht op effectiviteit. Toevoeging van nitraat aan het bodemwater kan het water en sediment zelfs effectiever oxygeneren en wordt om deze reden al toegepast. Een groot bezwaar is dat deze verbinding een nutriënt is voor autotrofe organismen en dat het versnelde mineralisatie in stikstofgelimiteerde systemen kan veroorzaken (Hansen et al., 2003).

3.1.2.4 Verhoogde doorspoeling met fosfor-arm water In thermisch gestratificeerde eutrofe systemen accumuleert fosfor in het bodemwater. Dit komt deels door het sedimenteren van organisch materiaal van het oppervlaktewater, maar ook door nalevering uit de bodem wanneer de toplaag van het sediment zuurstofloos is. Als het oppervlaktewater wordt afgedamd en men het hypolimnisch water uitlaat, kan dit voor een interne fosforverlaging zorgen wanneer de mate van doorspoeling hoger is dan de sedimentatie (ARISE, 1999). Het hypolimnion mag hierbij nooit volledig worden verwijderd, anders raakt de thermostructuur verstoord en kan de hogere temperatuur van het oppervlaktewater in een verhoogde nalevering resulteren (Marshall et al., 2006). Een ander manier is het doorspoelen met nutriëntenarm water (bijvoorbeeld arm kwelwater) (ARISE, 1999). Een nadeel van verhoogde doorspoeling is dat het fosforverrijking stroomafwaarts veroorzaakt, dat biologische processen zoals paaien, verstoord kunnen worden door relatief koud effluent of verdroging van de locatie waarvan het water wordt onttrokken.



DHV B.V.

3.2

Actief biologisch beheer/biomanipulatie (top-down control) De biologische gevolgen van eutrofiëring kunnen verwoestend zijn. In ondiepe meren zijn veelvuldig toename in fytoplankton, een verhoogde troebelheid, zuurstofloosheid, verdwijnen van waterplanten, afname in roofvissen, toename in planktonetende vissen en dus grote verschuivingen in de voedselketen waargenomen. Op korte termijn kan biologisch beheer het systeem herstellen.

3.2.1

Visstandbeheer Visstandbeheer heeft via de voedselketen (snoekÆ planktivoren (brasem)Æ watervlooien Æ fytoplankton) invloed op cyanobacteriën. In nutriëntrijke wateren is vaak een overmaat aan brasem aanwezig. Predatie van de brasem is laag omdat snoek afhankelijk is van de aanwezigheid van waterplanten en helder water. Waterplanten ontbreken als gevolg van onvoldoende doorzicht door hoge fytoplanktondichtheid (cyanobacteriën) en hoge opwerveling van sediment. Reductie van planktonische en benthische vis (brasem) en kleine vis populaties (> 85 %) samen met een uitbreiding van snoekpopulatie kan het evenwicht op korte termijn herstellen (Ter Heerdt en Hootsmans, 2007; Olin et al., 2006a en b; Gulati en van Donk, 2002; Van de Bund en van Donk, 2002; Annadotter et al., 1999; Kairesalo et al., 1999; Meijer et al., 1999). Als de snoekpopulatie zich niet hersteld, raakt het evenwicht steeds weer uit balans en is brasemreductie en een reductie van interne en externe nutriëntenaanvoer herhaaldelijk nodig. De vestiging van een goede macrofyten populatie (Chara spp.) is een ander belangrijke slagingsfactor. Deze vegetatie fungeert als een nutriëntenzink, verschaft bescherming aan jonge snoeken en beperkt de wind- en visveroorzaakte bodemwoeling (Gulati en van Donk, 2002). Wanneer er te weinig macrofyten aanwezig zijn, kan het helpen artificiële schuilplaatsen voor zoöplankton en snoek (Chorus en Bartram, 1999) te plaatsen. Ook kan het verlagen van het waterpeil gedurende de zomer in ondiepe meren macrofytengroei stimuleren. Daarnaast kan men het aanleggen van eilanden of diepe putten overwegen om opwerveling van sediment te minimaliseren en zo het doorzicht te verbeteren. De ervaringen met actief biologisch beheer hebben aangetoond dat deze vorm van beheer een belangrijke bijdrage kan leveren om op korte termijn eutrofe, ondiepe, systemen helder te krijgen. In hypertrofe systemen zal de hernieuwde toestand niet stabiel zijn en is herhaaldelijk visstandreductie nodig. Deze maatregel is erg lastig wanneer het water niet geïsoleerd is, omdat er dan altijd aanwas van vis is vanuit achterliggende watersystemen. Men dient vooraf aan actief biologisch beheer een weloverwogen studie van de te verwachten effecten uit te voeren. Daarnaast zijn er altijd aanvullende maatregelen nodig zoals interne en externe nutriëntbeperking anders zal groei van oneetbare cyanobacteriën, groenalgen en epifyten blijven en het systeem uit balans trekken. Dichtheden van draadvormige cyanobacteriën mogen niet te hoog zijn omdat zoöplankton dat moeilijk kan begrazen. (ARISE, 1999). Kosten Omdat er langdurige monitoring en beheeringrepen verwacht zijn, zullen de kosten hoog zijn.



DHV B.V.

3.2.2

Dreissena polymorpha (driehoeksmossel) Driehoeksmosselen zijn filtreren zwemende deeltjes, inclusief cyanobacteriën uit de waterkolom. De introductie van driehoeksmosselen zou hierdoor effect kunnen hebben op de dichtheid van cyanobacteriën. De gevolgen van het inzetten van driehoeksmosselen zijn niet eenduidig. Zowel een positieve als negatieve relatie met de groei van cyanobacteriën is gevonden. Er is een verhoogd doorzicht waargenomen en een reductie van fosfor- en stikstofconcentraties door driehoekmosselen hoewel een deel van de nutriënten achterbleef op het sediment als pseudo-feces (ARISE, 1999). Bykova et al. (2006) vonden een verhoogde flux van nitraat en ortho-fosfaat naar het sediment, een vermindering van opgelost nitraat en organisch stikstof terwijl andere stoffen niet wijzigden (ammonium, fosfaat, en opgelost organisch koolstof). Pires et al. (2005a en 2004a) vonden bewijzen dat de mosselen selectief op cyanobacteriën grazen en ook kolonievormende cyanobacteriën graasden. Daarentegen konden Microcystis-bloeien in proefvijvers niet worden voorkomen (ARISE, 1999). Ook werd een reductie van groenalg en juist een toename in Microcystis waargenomen (Bykova et al., 2006). Uit een uitvoerige analyse naar de situatie van de Hudson rivier 1993 tot 2005 waar men overlast had van cyanobacteriën, bleek dat er geen significante correlatie te vinden was tussen de dominerende cyanobacteriën en de driehoeksmosselen (Fernald et al., 2007). De variatie in cyanobacteriëndichtheden correleerde sterk met kleine temperatuurverschillen (24,026,8 oC) en de competitie met diatomeeën. Uit recent onderzoek (Naddafi et al., 2007) blijkt dat Dreissena selectief graast en een voorkeur heeft voor cryptofyten, terwijl chlorofyten en cyanobacteriën worden vermeden. Begrazing van diatomeeën, chrysofyten en dinoflagellaten bleek afhankelijk van celgrootte. Pires et al. (2005b) vonden geen verschil in de effectiviteit tussen begrazing van zwevende deeltjes in het water van Daphnia en Dreissena. De auteurs pleiten daarom voor Daphnia omdat deze soort, in tegenstelling tot driehoekmosselen, die van oorsprong in de Kaspische zee voorkomt, wel inheems is. Dan is de kans op economische schade ook afwezig. Een voordeel van Dreissena boven zoöplankton is de grotere stabiliteit van de populatie, waardoor een meer constante druk op de ontwikkeling van het fytoplankton zou kunnen worden uitgeoefend en nutriënten worden doorgaans langer onttrokken dan door macrofyten. Verder is Dreissena relatief ongevoelig voor toxines van Microcystis (Pires et al., 2004b; ARISE, 1999). Dreissena heeft een voorkeur voor substraattypen als plexiglas, pvc en ijzer (ARISE, 1999) en bij praktische toepassing moet men in acht nemen dat voorplanting niet zeker is en de populatie met larven moet worden geënt.

3.2.3

Micro-organismen Er zijn ook enkele berichten verschenen van de remming van enkele bacteriën die cyanobacteriën remmen. Een voorbeeld hiervan is de bacterieculture ACF-32. De Universiteit van Wageningen doet hier onderzoek naar. Deze culture zou nutriënten verlagen, organisch materiaal afbreken en de mogelijkheid van toepassing van deze bacterie ter bestrijding van cyanobacteriën wordt momenteel onderzocht. Een ander voorbeeld is de bacterie Saprospira spp, stam PdY3. Er is gevonden dat deze stam 64% van Anabaena spp. door contact liet lyseren (Shi et al., 2006). Ahn et al. (2003) vonden dat een culture van Bacillus subtilis stam C1 de groei van Microcystis en Anabaena met respectievelijk 85 en 70% remde. Er werden echter 26 november, versie Definitief - 40 -


DHV B.V.

ook verstorende effecten op andere planktonsoorten, hoewel minder duidelijk, gevonden. Andere onderzoekers hebben zelfs een methode bedacht waarbij een drijvende fles, gemaakt van zetmeel, gevuld met Bacillus cereus, over water dreef en die met succes 99% van de cyanobacteriën binnen vier dagen verwijderde (Nakamura et al., 2003). Sugiura et al. (1992) toonden aan dat groei van Microcystis aeruginosa sterk wordt geremd door de microflagellaat Monas guttula. De auteurs speculeren dat de flagellaat een rol kan hebben gespeeld in het verdwijnen van Microcystis in het meer Kasrumigaura. Na een incubatieperiode van 48 uur was 90% van de Microcystis-cellen verdwenen. Dit effect van Monas guttula was het sterkst bij een pH van 7 en een temperatuur van 30 oC. Temperaturen van 35 oC en hoger bleken lethaal voor de flagellaat. Er zijn echter geen verdere resultaten verschenen over effectiviteit en haalbaarheid van het inzetten van Monas guttula bij het bestrijden van cyanobacteriën.

3.3

Natuurlijke algiciden Chemische algiciden zoals koper en kopersulfaat worden gebruikt ter bestrijding van algen, omdat het doorgaans een negatief effect heeft op het fotosysteem van autotrofe organismen. Hoewel ze effectief zijn, zijn dergelijke algiciden niet selectief en derhalve niet inzetbaar in natuurlijke wateren vanwege het hoge ecotoxicologisch risico (Le Jeune et al., 2007; Carvalho en Fernandes, 2006; Van Hullebusch et al., 2003; Erickson, 1996). Er zijn echter ook algiciden die biologisch afbreekbaar en mogelijk wel ingezet kunnen worden. Wel moet dan worden bekeken of de wettelijke Nederlandse kaders dit toestaan.

3.3.1

Rottend stro Rottend stro blijkt een remmende werking op de groei van meerdere algensoorten te hebben. De remmende werking van het stro of een extract van het stro neemt toe in de tijd en bereikt een maximum na een incubatieduur van circa zes maanden. Deze werking wordt niet waargenomen onder anaërobe omstandigheden. De remming van is ondermeer aangetoond voor unicellulaire algen, draadvormende groenwieren en cyanobacteriën, waaronder Microcystis (Brownlee et al., 2003; Ball et al., 2001; ARISE, 1999, Barrett et al., 1999; Chorus en Bartram, 1999; Martin en Ridge, 1999; Everall en Lees, 1996; Barett et al., 1996). De inhibitie van rottend stro is zowel in cultures als in proeven in het veld aangetoond, maar er zijn ook uitgebreide onderzoeken geweest waar geen remmende invloed is gevonden (Ferrier, -1 2005). In de meeste studies wordt gerstestro gebruikt, dat al bij een lage dosering (5 gr l ) effectief is. Onderzoek naar het werkingsmechanisme heeft nog geen sluitende verklaring opgeleverd; zowel een biologische als chemische interacties met groei van cyanobacteriën worden geopperd (Everall en Lees, 1997). In de verschillende literatuur kunnen een drietal hypotheses over het werkingsmechanisme van rottend stro onderscheiden worden: -

immobilisatie van nutriënten (P) door de micro-organismen op het rottend stro; productie van antibiotica door schimmels op het rottend stro; productie van fenolische verbindingen.

De resultaten van de studies geven geen universele verklaring voor de werking van rottend stro. Indien rottend stro als beheermaatregel tegen overlast van cyanobacteriën geschikt wordt bevonden, dienen er geen negatieve effecten op overige componenten uit het ecosysteem te zijn. Dit beeld is nog niet helder. Duidelijk is dat het tevens andere planktonsoorten remt, dat RWS Waterdienst/Beheermaatregelen ter bestrijding van cyanobacteriënoverlast MD-WR20070532


DHV B.V.

zoöplankton lijkt toe te nemen en dat er geen verstorend effect is gevonden op verschillende macrofyten (Everall en Lees, 1996). Een andere zorg is dat het drijvende rottende stro het zuurstofgehalte in het water kan verlagen. Naast gerstestro zijn er nieuwe bewijzen van allelopathische effecten van een rijstestro-extract (Park et al. 2006) en rottend rietextract (Nakai et al., 2006) op de groei van cyanobacteriën.

3.3.2

Fruitschillen Onderzoekers uit China hebben het effect van fruitschillen op Microcystis-cellen in het laboratorium onderzocht (Chen et al., 2004). Hieruit bleek dat een extract van mandarijnen- of bananenschillen een remmende werking op de groei had. Ook volledige schillen hadden een remmende werking, maar bij een 0,5% (w/v) mandarijnenschilextract was dit effect het duidelijkst en was de groei volledig geremd. Omdat het artikel in het Chinees is gepubliceerd zijn gedetailleerde resultaten niet te begrijpen.

3.4

Kunstmatige menging Het doel van kunstmatige menging is in veel gevallen òf het onderdrukken van de ontwikkeling van fytoplankton in het algemeen òf het verschuiven van dominantie van ongewenste plaagalgen naar meer gewenste soorten (ARISE, 1999) Destratificatie en restratificatie zijn belangrijke factoren die de dynamiek van fytoplankton in een meer bepalen. Het is dan ook niet verwonderlijk dat kunstmatige menging zulke ingrijpende gevolgen heeft voor de soortensamenstelling en dynamiek van het fytoplankton. Cyanobacteriën bezitten specifieke aanpassingen, zoals de mogelijkheid tot verticale migratie, die slechts in een stabiele waterkolom voordeel bieden. Factoren die wijzigen onder invloed van kunstmatige menging (naar Becker et al., 2006; Buford et al. 2006; Antenucci et al., 2005; Chorus en Bartram, 1999; ARISE, 1999; Visser et al., 1996; Van Breemen en Ketelaars, 1995; Van der Veer et al., 1995) kunnen ingrijpende gevolgen hebben: Menging in een diep meer, zodanig dat de mengdiepte het plankton naar een diepte stuurt waar het te donker is voor fotosynthese, leidt tot een energietekort bij dit fytoplankton, doordat de dagelijkse lichtdosis wordt beperkt. Voor het voortbestaan van een populatie is het cruciaal dat voldoende tijd in het deel van het water waar voldoende licht is, wordt doorgebracht, zodat fotosynthese en groei mogelijk is. Omdat cyanobacteriën als gevolg van hun drijfvermogen verticaal kunnen migreren, hebben ze bij een beperkte menging een competitief voordeel. Sedimentatieprocessen kunnen afhankelijk van de mixsnelheid wijzigen. Zo neemt de mate van sedimentatie van diatomeeën en groenwieren bij hoge mixsnelheid af, terwijl deze van cyanobacteriën toe neemt. Bij lage mixsnelheid is dit verschijnsel omgekeerd (Huisman et al., 2004). Niet alleen de lichtintensiteit verandert voor plankton, maar ook de lichtdynamiek. Omdat prokaryoten in tegenstelling tot eukaryoten hun pigmenten niet snel kunnen aanpassen, kunnen ze zich minder goed aanpassen aan wisselende lichtregimes. Hierdoor hebben cyanobacteriën een slechtere concurrentiepositie dan eukaryoot fytoplankton. Bij kunstmatige menging van een voorheen gestratificeerd meer worden zuurstofloos en zuurstofrijk water gemengd. Het zuurstofgehalte in het voormalige oppervlaktewater kan iets zakken ten opzichte van de gestratificeerde situatie. 26 november, versie Definitief - 42 -


DHV B.V.

-

-

In een eutroof gestratificeerd meer is er meestal sprake van een duidelijke pH-gradiënt, waarbij de pH van het oppervlaktewater die in het bodemwater overtreft. Fotosynthese in de eufotische zone vermindert de CO2-concentratie wat de pH doet stijgen. In zeer productieve systemen kan het water sterk alkalisch worden. Waarden tussen 10 en 11 zijn niet ongebruikelijk. Kunstmatige menging leidt in veel gevallen tot een daling van de pH nabij het oppervlak door de toevoer van CO2-rijk water uit het hypolimnion. Kunstmatige menging kan een ingrijpende invloed hebben op de biologische beschikbaarheid van nutriënten. Hierbij spelen een drietal factoren een rol: • door de kunstmatige menging blijven nutriënten, die in de gestratificeerde situatie opgesloten zijn in het bodemwater, beschikbaar voor de groei van fytoplankton gedurende het groeiseizoen; • door opwerveling van het sediment kan kunstmatige menging leiden tot een verhoogde afgifte van voedingsstoffen door het sediment; • anderzijds voorkomt kunstmatige menging het anaëroob worden van het bodemwater wat nalevering van het sediment versterkt.

De balans tussen al deze factoren bepaalt of kunstmatige menging inderdaad leidt tot een afname van de hoeveelheid cyanobacteriën.

3.4.1

Permanente menging Naast succesvolle bestrijding van cyanobacteriën zijn een redelijk aantal mislukkingen bekend. Kunstmatige menging kan zelfs leiden tot een sterke toename van de algengroei en tot massale vissterfte tijdens het afsterven van de algenbloei. Voorspellen van de effecten blijkt een probleem te zijn. Voorwaarden voor succes: de mengsnelheid moet hoger zijn dan de mate waarin cyanobacteriën verticaal migreren. Dit is gemiddeld één meter per uur (Chorus en Bartram, 1999). Verder moet de kunstmatige menging gepaard gaan met een daling van de pH, want dan verliezen cyanobacteriën hun goede concurrentiepositie en wordt bovendien de groei van cyanofagen gestimuleerd (Chorus en Bartram, 1999). Deze maatregel moet niet worden ingezet in nutriëntgelimiteerde systemen, omdat door menging het nutriëntenaanbod kan toenemen door opwerveling van het sediment. In diepe meren, mogelijk dieper dan 20 meter, is menging waarschijnlijk effectiever, omdat de lichtintensiteit in het diepere water dan laag genoeg is (Chorus en Bartram, 1999). In grote meren is een snelle menging financieel vaak niet haalbaar. Men moet in acht nemen dat in uitzonderingsgevallen, indien het bodemwater een hoog gehalte organische stof bevat, de kans bestaat dat abrupte destratificatie leidt tot zuurstofloosheid in het hele systeem. In het verleden is dit wel eens voorgekomen in Crystal Lake (Chorus en Bartram, 1999).

3.4.2

Intermitterende menging Er zijn studies bekend waar intermitterende menging een beter resultaat gaf dan permanente menging. Wanneer de menging wordt onderbroken, zijn omstandigheden nog variabeler. Tijdens permanente menging ontstaan er gewijzigde, maar relatief stabiele, omstandigheden. Wanneer de menging tijdelijk wordt onderbroken, kunnen de cyanobacteriën zich niet goed aanpassen aan hoge en voortdurend wijzigende dynamiek. Voorbeelden hiervan zijn (Chorus en Bartram, 1999; ARISE, 1999): RWS Waterdienst/Beheermaatregelen ter bestrijding van cyanobacteriënoverlast MD-WR20070532


DHV B.V.

-

-

Als gevolg van de lage lichtdosis maken de cyanobacteriën gasvacuolen aan, waardoor het drijfvermogen sterk toeneemt. Na het stopzetten van de menging drijven de cellen in periodes met een lage windsnelheid naar het wateroppervlak. Vanwege het hoge gehalte aan gasvacuolen kunnen de cellen niet voldoende ballast opbouwen om drijfvermogen te verliezen. Daardoor kan er massale celdood, als gevolg van te hoge lichtintensiteit en temperatuur, plaatsvinden; Menging zorgt voor verversing van het micromilieu rondom de cellen. Onder condities met minimale menging kan uitputting van het micromilieu optreden. De continue aanvoer van nieuwe nutriënten gedurende kunstmatige menging valt weg met het stopzetten van de menging. De cellen zijn dan enzymatisch niet aangepast aan lage nutriëntconcentraties en kunnen zich in een wisselend mengregime onvoldoende aanpassen.

Net als bij permanente menging is deze maatregel vooral geschikt voor diepe meren en moet deze maatregel niet in nutriëntgelimiteerde systemen worden ingezet. Ook moet men in acht nemen dat er een mogelijkheid bestaat dat door snelle destratificatie in een systeem waar veel organisch materiaal in het bodemwater zit, het gehele systeem zuurstofloos raakt. Een voordeel ten opzichte van permanente menging is de verhoogde effectiviteit en de kosten; Intermitterende menging is mogelijk financieel beter haalbaar dan permanente menging.

3.5

Reductie van de entpopulatie Microcystis-cellen overwinteren in vegetatieve staat op de bodem. In het voorjaar stijgen ze en zijn beschikbaar voor nieuwe groei dat uiteindelijk kan resulteren in een bloei. De omvang van de ent kan doorslaggevend zijn voor het succes van de populatie in de zomer (Verspagen et al, 2005). De grootste entpopulaties concentreren zich in de diepste delen van een meer gedurende overwintering. Wanneer het een gesloten systeem betreft kan er zich een zaadbank vormen die ieder jaar toeneemt en elk volgend voorjaar weer een omvangrijkere entpopulatie tot gevolg heeft. Uit een modelanalyse (Verspagen et al., 2005) kwam dat de zomerbloeien met 64% af kunnen nemen als deze entpopulatie afwezig is. In theorie lijken er twee methoden te bestaan om de entpopulatie te reduceren: het weghalen van cyanobacteriën in het sediment gedurende de wintermaanden, bijvoorbeeld door baggeren of verhoogde doorspoeling; het verstoren van de factoren die het loskomen van de entpopulatie van het sediment bepalen door bijvoorbeeld zuurstoftoediening of afdekking van het sediment. Hoewel deze maatregel nog in onderzoeksstadium is lijkt het zeer bruikbaar voor gesloten systemen. Wanneer de entpopulatie is verwijderd is een jaarlijkse ingreep waarschijnlijk niet nodig, omdat het enkele jaren lijkt te duren voordat er een nieuwe entpopulatie is gevormd.

3.6

Oxidanten Naast ozon (zie paragraaf 2.5) kunnen ook kaliumpermanganaat en chloorverbindingen worden ingezet als oxidanten.

3.6.1

Kaliumpermanganaat Deze oxidant wordt momenteel ingezet in de waterzuivering om cyanotoxines uit het water te verwijderen (Rodriquez et al., 2007; Chen et al., 2005). Over de toepassing van kaliumpermanganaat voor de bestrijding van cyanobacteriën is onvoldoende onderzoek 26 november, versie Definitief - 44 -


DHV B.V.

uitgevoerd. In 1966 vond Fitzgerald dat 1-5 mg l-1 kaliumpermanganaat acht fytoplanktonsoorten, waaronder cyanobacteriën remde (ARISE, 1999). Na toevoeging van kaliumpermanganaat in afgesloten natuurlijk water werd er een verhoogde hoeveelheid fytoplankton (diatomeeën, groene algen), en zoöplankton (copepoden) gemeten (Mischke et al., 2006). Verder onderzoek is nodig om deze maatregel te evalueren.

3.6.2

Chloor Chloor wordt in de vorm van chloordioxide (ClO2) in de waterzuivering toegepast als desinfectiemiddel, omdat deze vorm minder schadelijke neveneffecten heeft dan chloor (Cl2). Momenteel wordt onderzocht in hoeverre chloordioxide cyanotoxines afbreekt in de zuiveringsindustrie. Er zijn nog geen duidelijke resultaten gepubliceerd over effecten van chloorverbindingen op cyanobacteriecellen. Wel zijn er verschillende melding gedaan over ongewenste bijproducten en toxicologische effecten. Daarom komt deze maatregel hierdoor niet in aanmerking als maatregel in natuurlijke oppervlaktewateren (Wang et al., 2007a en b; Plewa et al., 2004; Yang, 2004).

3.7

Anorganische membraanfiltratie Chow et al. (1997) vonden dat ultra- en microfilters 98% van Microcystis aeruginosa uit het water konden filteren. Bij deze filtraties bleven meeste cellen in tact en werd er een lage hoeveelheid microcystine in het effluent geconcludeerd. Het inzetten van membraanfiltratie ter verwijdering van cyanobacteriën en cyanotoxines is in een pril onderzoeksstadium (GijsbertsenAbrahamse et al., 2006). De techniek lijkt veelbelovend als toepassing in de waterzuivering, in het bijzonder in combinatie met andere technieken. Over de praktische vertaling van membraanfiltratie in gecontroleerde omgeving naar veldsituaties zijn momenteel geen onderzoeken of ideeën bekend.

3.8

Klappen van de gasvacuolen door hydrostatische druk Clarke en Walsby (1988) ontwierpen een methode om de gasvacuolen van cyanobacteriën op grote schaal samen te klappen (UK patent GB 2196330 A) (ARISE, 1999). Het apparaat werd de "gas vesicle crusher" benoemd. Het competitief voordeel van cyanobacteriën, dat gebaseerd is op hun drijfvermogen veroorzaakt door verschillende gasvacuolen in de cel, op deze wijze worden weggenomen. De benodigde druk wordt geleverd door het te behandelen water in een lange concentrische buis te pompen. De buis is ingegraven in de bodem; op het diepste punt ondergaan de cyanobacteriën een hydrostatische druk die evenredig is met de diepte van de waterkolom in de buis. De minimaal vereiste druk wordt bepaald door de kritische druk van de gasvacuolen. Voor Microcystis is dit bijvoorbeeld 6 - 10 bar. Cyanobacteriën zullen nadat gasvacuolen zijn samengeklapt nieuwe gasvacuolen produceren om op deze wijze het drijfvermogen te herwinnen. Bij de synthese wordt gebruik gemaakt van eiwitrecycling en is afhankelijk van licht. Bij optimale lichtintensiteit (30 µmol m-2 s-1) kunnen cyanobacteriën binnen drie dagen hun neutrale drijfvermogen herwinnen (Deacon en Walsby, 1990). De toepassing van hydrostatische druk om vacuolen te klappen is ook in Israël onderzocht vanwege hoge concentraties van Aphanizomenon ovalisporum in een serie aaneengeschakelde oppervlakte watergangen die werden gebruikt als aanvoer voor drinkwater (Porat et al., 1999). RWS Waterdienst/Beheermaatregelen ter bestrijding van cyanobacteriënoverlast MD-WR20070532


DHV B.V.

Cellen verloren hun drijfvermogen en strengen braken af wanneer er in het laboratorium ongeveer 6 bar werd toegediend. Het oppervlakte watersysteem bevat vijf hoge drukpijpen (6250 bar) om water op hoger peil te brengen. De drukbehandeling correspondeerde met een afnemende troebelheid in het gehele watersysteem. Mogelijke neveneffecten Het uitoefenen van een hydrostatische druk van circa 10 bar heeft op de overige componenten van het ecosysteem nauwelijks effect (ARISE, 1999), Wel is het mogelijk dat intracellulaire toxines worden uitgescheiden of dat een stijging in de nutriëntenbeschikbaarheid, vanwege verhoogde mineralisatie kan plaats vinden. Conclusie hydrostatische druk Een groot voordeel van deze maatregel is dat er specifiek wordt ingegrepen op dé eigenschap die verantwoordelijk is voor het tot bloei komen van de cyanobacteriën. Hoewel Clarke en Walsby een praktische methode hebben ontwikkeld, is het praktisch onderzoek met de gas vesicle crusher verder uitgebleven. Het onderzoek van Porat et al. (1999), hoewel niet erg recent, lijkt veel belovend en verder onderzoek naar het vrijkomen van cyanotoxines en nutriënten bij de drukbehandeling is nodig, voordat deze techniek bruikbaar is.

3.9

Mechanisch verwijderen van drijflagen In de waterzuiveringsketen worden verschillende typen drijflaagverwijderaars ingezet, onder andere: drijvende skimmers met droog opgestelde membraanpomp; dompelpomp in een pompbak; dompelpomp met versnijder (Albertson, 2005). Weinig van deze toepassingen zijn in het veld getest ter bestrijding van cyanobacteriën. Onderzoekers hebben gekeken naar de mogelijkheid van het verwijderen van algen in een woonschepenhaven (ARISE, 1999). Factoren die belangrijk zijn voor een goede verwijdering zijn: de afzuig- en/of schepdiepte; de hoek waaronder wordt afgezogen/geschept; de grootte van de ‘schep’; de prevalerende windkracht en –richting; de verticale beweging van cyanobacteriën; de hoeveelheid drijfvuil; stratificatielagen; de locatie waar drijflagen doorgaans worden gevormd; vernietiging van afgezogen/weggeschepte cyanobacteriën. Het is mogelijk om een fysieke barrière (bijvoorbeeld oliedrijfschermen) aan te leggen, zodat contaminatie van schone delen kan voorkomen (Chorus en Bartram, 1999).



DHV B.V.

4

CONCLUSIE In dit document is een opsomming gegeven van vele maatregelen ter bestrijding van cyanobacteriën zoals die in literatuur beschreven zijn. Vele van de maatregelen verkeren nog in de onderzoeksfase en kunnen daardoor nog niet direct ingezet worden in veldsituaties. Enkele van de maatregelen worden op diverse locaties in Nederland toegepast. Voorbelden hiervan zijn behandeling met ultrasoon geluid, actief mengen van de drijflagen en het gebruik van oliekeringen en bellenschermen. De effectiviteit van de methodes is wisselend gebleken. In dit rapport zijn een aantal mogelijke maatregelen nader uitgewerkt. Per maatregel volgt hieronder een korte conclusie. Fixatie van fosfor door ijzerzouten of Phoslock De werking van zowel ijzerzouten als Phoslock is er op gericht om fosfaten aan het water te ontrekken en daarmee de groei van de cyanobacteriën kunnen beperken. Het fosfaat wordt gebonden en komt niet meer in oplossing. Diverse studies tonen aan dat Phoslock inderdaad de fosfaat concentratie aanzienlijk verlaagd en groei van cyanobacteriën gereduceerd wordt. Ook in uit studies van de Universiteit van Wageningen blijkt dat het toevoegen van Phoslock de groei van cyanobacteriën ten opzichte van groenalgen reduceert. Cynofagen Deze techniek is nog niet inzetbaar, omdat er meer onderzoek nodig is om de effectiviteit goed onderbouwd in te kunnen schatten. Een belangrijke factor, de cyanobacterieceldichtheid waarbij cyanofagen effectief cyanobacteriën bestrijden, blijft onduidelijk. Daarnaast kan de ontwikkeling van faagresistentie door de gastheer een reden zijn om deze maatregel niet toe te passen. Verder onderzoek naar het voorkomen van resistentie, de effectieve cyanofaagconcentratie en de invloed van abiotische factoren op de cyanofaagefficiëntie is nodig. De praktische uitwerking van verschillende factoren zoals het isoleren van een brede gastheerspecifieke cyanofaag, het in culture brengen van de cyanofaag, en een manier om de effectieve eigenschappen in culture te behouden zijn nog geen feit. Effectieve micro-organismen De werking van EM is in eerste instantie gericht op de concurrentie van de EM bacteriën ten opzichte van de cyanobacteriën. Tot dusver zijn de bewijzen over de werking en effectiviteit van de maatregel onzeker en moeilijk te achterhalen. Recent onderzoek van de Universiteit van Wageningen heeft aangetoond dat de effectiviteit beperkt is, sterker nog de EM ballen zou de groei van cyanobacteriën kunnen versterken omdat er met de ballen extra nutriënten aan het water toegevoegd worden. Ozonbeluchting Omdat er slechts enkele labexperimenten naar het effect van ozonbeluchting op Aphanizomenon, Microcystis en Synechocystis (monoculturen en water uit veld) zijn uitgevoerd, kan nog niet voldoende worden bepaald wanneer, waar en óf deze maatregel in het veld bruikbaar en effectief is. Wel is bekend dat de hoeveelheid DNOM de effectiviteit van deze maatregel sterk beperkt. In bepaalde Nederlandse wateren, zeer waarschijnlijk in ondiepe wateren, zal het DNOM een limiterende factor kunnen gaan beteken. Bij hoge concentraties DNOM zal als gevolg hiervan de effectieve ozonconcentratie zeer hoog zijn. Hoewel ozonatie momenteel wordt ingezet als voor-, tussen- of nabeluchting in de waterzuivering, is er te weinig bekend over de effecten op het biotische milieu hoewel meermaals negatieve gevolgen op RWS Waterdienst/Beheermaatregelen ter bestrijding van cyanobacteriënoverlast MD-WR20070532


DHV B.V.

plankton en micro-organismen zijn beschreven. Daarnaast vormt het vrijkomen van toxines een zorg en is het aannemelijk dat ozonbeluchting hierdoor niet toegepast kan worden op drijflagen. Bestraling met UV Tot dusver ontbreekt specifieke kennis van het toepassen van UV in de bestrijding van cyanobacteriën. Wel zijn er een aantal onderzoeken die wijzen in de richting van afbraak van de cyanotoxines. Het te verwachten nadeel van UV is dat het weinig specifiek is. Toepassing in het veld zou daardoor eveneens schade aan kunnen brengen aan organismen die in veldsituaties juist gewenst zijn. Natuurlijke flocculant: actieve klei Hoewel er slechts een enkel veldexperiment is uitgevoerd lijken de resultaten veelbelovend. Een zorg momenteel is dat deze techniek vermoedelijk bij andere planktongenera ook werkzaam is, omdat het doorslaggevende succes van deze techniek de vorm en gewicht van de kleidelen zijn. Er is verder onderzoek nodig naar de effectiviteit van deze maatregel onder verschillende abiotische omstandigheden. Vooral de verminderde reactie op humuszuur kan in Nederlandse wateren mogelijk een probleem vormen. Deze techniek is in het bijzonder inzetbaar wanneer de concentraties van cyanobacteriën hoog zijn; tijdens bloeien en bij de bestrijding van drijflagen. Langzame zandfiltratie Hoewel er nog meer onderzoek nodig is naar de randvoorwaarden van het filter is de techniek veelbelovend, met name door het simpele ontwerp en de relatieve lage kosten. Deze techniek is vooral interessant voor stromende wateren met retentietijden die aansluiten bij filtereffectiviteit. Ultrasoongeluid Er is nog onvoldoende bekend om deze techniek veilig en met voorspelbaar resultaat in het veld in te zetten. Met name de effecten op vissen, invertebraten of andere planktonsoorten zijn vrijwel niet beschreven. Ook zijn er meer gegevens nodig over de effecten op anderen cyanobacteriën dan Microcystis spp. Hoge frequentie (1,7 MHz) met een lage intensiteit (maximaal 30 W) en een intermitterende toediening lijkt in het laboratorium tot het gewenste resultaat te leiden. Daarbij is de intensiteit de meest omstreden parameter. Het ultrasone geluid zou idealiter op de soortafhankelijke migratiediepte moeten worden toegepast en op het moment van celdeling, omdat de groei op dat moment waarschijnlijk efficiënter wordt geremd (Ahn et al., 2003). Vanwege het feit dat cyanobacteriën hun vacuolen snel kunnen regenereren bij voldoende licht en zuurstof is deze maatregel in diepe meren hoogstwaarschijnlijk effectiever (Ahn et al., 2003; Lee et al., 2000). Scavenger Het principe van de Scavenger is vooral gericht op het gebruik van ozon (zie hierboven). De effectiviteit van ozon hangt af van contacttijd en concentratie. De effectiviteit van ozon wordt sterk bepaald door de aanwezigheid van (natuurlijke) organische verbindingen. Het gebruik van de Scavenger vraagt hoge investeringen.



DHV B.V.

5

LITERATUUR

Ahn, C. Y., Park, M. H., Joung, S. H., Kim, H. S., Jang, K. Y. & Oh, H. M. (2003). Growth inhibition of cyanobacteria by ultrasonic radiation: Laboratory and enclosure studies. Environmental Science & Technology 37: 3031-3037. Albertson, O. E. (2005). Clarifier scum removal can be both simple and efficient. Journal of Environmental Engineering-Asce 131: 225-231. Al-Hamdani, S., Burnett, C. & Durrant, G. (1998). Effect of low-dose ultrasonic treatment on Spirulina maxima. Aquacultural Engineering 19: 17-28. Anderson, M. A. (2004). Impacts of metal salt addition on the chemistry of Lake Elsinore, California: 1. Alum. Lake and Reservoir Management 20: 249-258. Annadotter, H., Cronberg, G., Aagren, R., Lundstedt, B., Nilsson, P. A. & Strobeck, S. (1999). Multiple techniques for lake restoration. Hydrobiologia 396: 77-85. Antenucci, J. P., Ghadouani, A., Burford, M. A. & Romero, J. R. (2005). The long-term effect of artificial destratification on phytoplankton species composition in a subtropical reservoir. Freshwater Biology 50: 1081-1093. ARISE. (1999). Reductie van de blauwalgenbloei in het Volkerak-Zoommeer. Rapport in opdracht van Rijkswaterstaat RIZA. Babica, P., Blaha, L. & Marsalek, B. (2006). Exploring the natural role of microcystins - A review of effects on photoautotrophic organisms. Journal of Phycology 42: 9-20. Babica, P., Hilscherova, K., Bartova, K., Blaha, L. & Marsalek, B. (2007). Effects of dissolved microcystins on growth of planktonic photoautotrophs. Phycologia 46: 137-142. Ball, A. S., Williams, M., Vincent, D. & Robinson, J. (2001). Algal growth control by a barley straw extract. Bioresource Technology 77: 177-181. Barnett, S. B., Rott, H. D., Terhaar, G. R., Ziskin, M. C. & Maeda, K. (1997). The sensitivity of biological tissue to ultrasound. Ultrasound in Medicine and Biology 23: 805-812. Barrett, P. R. F., Curnow, J. C. & Littlejohn, J. W. (1996). The control of diatom and cyanobacterial blooms in reservoirs using barley straw. Hydrobiologia 340: 307-311. Barrett, P. R. F., Littlejohn, J. W. & Curnow, J. (1999). Long-term algal control in a reservoir using barley straw. Hydrobiologia 415: 309-313. Beaulieu, S.E., Sengco, M.R. & Anderson, D.M. (2005). Using clay to control harmful algal blooms: deposition and resuspension of clay/algal flocs. Harmful Algae 4: 123–138. Becker, A., Herschel, A. & Wilhelm, C. (2006). Biological effects of incomplete destratification of hypertrophic freshwater reservoir. Hydrobiologia 559: 85-100. Benoufella, F., Laplanche, A., Boisdon, V. & Bourbigot, M. M. (1994). Elimination of Microcystis cyanobacteria (blue-green-algae) by an ozonflotation process – a pilot-plant sudy. Water Science and Technology 30: 245-257.



DHV B.V.

Berman-Frank, I., Bidle, K. D., Haramaty, L. & Falkowski, P. G. (2004). The demise of the marine cyanobacterium, Trichodesmium spp., via an autocatalyzed cell death pathway. Limnology and Oceanography 49: 997-1005. Bin Alam, M. D. Z., Otaki, M., Furumai, H. & Ohgaki, S. (2001). Direct and indirect inactivation of Microcystis aeruginosa by UV-radiation. Water Research 35: 1008-1014. Blakefield, M. K. (1994). Delay of cell-differentiation in Anabaena aequalis caused by UV-B radiation and the role of photoreactivation and excision-repair. Photochemistry and Photobiology 59: 204-208. Boers, P., van der Does, J., Quaak, M. & van der Vlugt, J., 1994. Phosphorus fixation with iron(III)chloride: a new method to combat internal phosphorus loading in shallow lakes? Arch. Hydrobiol. 129, 339351. Bouchard, J. N. (2006). UVB effects on the photosystem II-D1 protein of phytoplankton and natural phytoplankton communities. Photochemistry and Photobiology 82: 936-951. Bourne, D. G., Blakeley, R. L., Riddles, P. & Jones, G. J. (2006). Biodegradation of the cyanobacterial toxin microcystin LR in natural water and biologically active slow sand filters. Water Research 40: 1294-1302. Brownlee, E. F., Sellner, S. G. & Sellner, K. G. (2003). Effects of barley straw (Hordeum vulgare) on freshwater and brackish phytoplankton and cyanobacteria. Journal of Applied Phycology 15: 525531. Buffle, M. O., Galli, S. & Von Gunten, U. (2004). Enhanced bromate control during ozonation: The chlorineammonia process. Environmental Science & Technology 38: 5187-5195. Burford, M. A. & O'donohue, M. J. (2006). A comparison of phytoplankton community assemblages in artificially and naturally mixed subtropical water reservoirs. Freshwater Biology 51: 973-982. Burger, D., Los, H., & Groot, S. (2007). Bestrijding van blauwalgen in de havenkom Almere-Haven. DL/Delft Hydraulics rapport Q4328.00. In opdracht van gemeente Almere. Bykova, O., Laursen, A., Bostan, V., Bautista, J. & Mccarthy, L. (2006). Do zebra mussels (Dreissena polymorpha) alter lake water chemistry in a way that favours Microcystis growth? Science of the Total Environment 371: 362-372. Carvalho, C. S. & Fernandes, M. N. (2006). Effect of temperature on copper toxicity and hematological responses in the neotropical fish Prochilodus scrofa at low and high pH. Aquaculture 251: 109117. Chen, J. Z., Liu, Z. L., Ren, G. J., Ll, P. F. & Jiang, Y. W. (2004). Control of Microcystis aeruginosa TH01109 with batangas mandarin skin and dwarf banana peel. Water Sa 30: 279-282. Chen, X. G., Xiao, B. D., Liu, J. T., Fang, T. & Xu, X. Q. (2005). Kinetics of the oxidation of MCRR by potassium permanganate. Toxicon 45: 911-917. Chisti, Y. (2003). Sonobioreactors: using ultrasound for enhanced microbial productivity. Trends in Biotechnology 21: 89-93. Chow, C. W. K., House, J., Velzeboer, R. M. A., Drikas, M., Burch, M. D. & Steffensen, D. A. (1998). The effect of ferric chloride flocculation on cyanobacterial cells. Water Research 32: 808-814. Chow, C. W. K., Panglisch, S., House, J., Drikas, M., Burch, M. D. & Gimbel, R. (1997). A study of membrane filtration for the removal of cyanobacterial cells. Journal of Water Services Research 26 november, versie Definitief - 50 -


DHV B.V.

and Technology-Aqua 46: 324-334. Chow, C. W. K., Van Leeuwen, J. A., Drikas, M., Fabris, R., Spark, K. M. & Page, D. W. (1999). The impact of the character of natural organic matter in conventional treatment with alum. Water Science and Technology 40: 97-104. CRC. (?). Cyanobacteria, management and inplications for water quality, outcomes from the research programs of the coorperative research centre for water quality and treatment. Ook via: http://www.waterquality.crc.org.au/dwfacts/techfact_cyanobacteria.pdf Deacon, C. & Walsby, A. E. (1990). Gas Vesicle formation in the dark, and in light of different irradiances, by the cyanobactarium Microcystis sp. British Phycological Journal 25: 133-139. Deppe, T. & Benndorf, J. (2002). Phosphorus reduction in a shallow hypereutrophic reservoir by in-lake dosage of ferrous iron. Water Research 36: 4525-4534. Douglas, G. B., J. A. Adeney & M. S. Robb, (1999). A novel technique for reducing bioavailable phosphorus in water and sediments. International Association Water Quality Conference on Diffuse Pollution: 517-523. Engstrom, D. R. (2005). Long-term changes in iron and phosphorus sedimentation in Vadnais Lake, Minnesota, resulting from ferric chloride addition and hypolimnetic aeration. Lake and Reservoir Management 21: 96-106. EMGEO (Geowissenschaftliches Büro für Gewässerpflege und Umweltschutz). (2006), EM Teichrestaurierung, Abschlussbericht zum Forschungsprojekt in Münster 2005/2006. Erickson, R. J. (1996). The effects of water chemistry on the toxicity of copper to fathead minnows. Environmental Toxicology and Chemistry 15: 181-193. Everall, N. C. & Lees, D. R. (1996). The use of barley-straw to control general and blue-green algal growth in a Derbyshire reservoir. Water Research 30: 269-276. Everall, N. C. & Lees, D. R. (1997). The identification and significance of chemicals released from decomposing barley straw during reservoir algal control. Water Research 31: 614-620. Ferdausi, S.A. & Bolkland, W. (2000). Design improvement for pond sand filter. WEDC Water, Sanitation and Hygiene: Challenges for the Millennium. 26th WEDC Conference, Dhaka, Bangladesh, pp.212-5. Fernald, S. H., Caraco, N. F. & Cole, J. J. (2007). Changes in cyanobacterial dominance following the invasion of the zebra mussel Dreissena polymorpha: Long-term results from the Hudson River Estuary. Estuaries and Coasts 30: 163-170. Ferrier, M. D. (2005). The effects of barley straw (Hordeum vulgare) on the growth of freshwater algae. Bioresource Technology 96: 1788-1795. Francko, D. A. (1990). Effect of low-dose ultrasonic treatment on physiological variables in AnabaenaFlos-Aquae and Selenastrum-capricornutum. Biotechnology Letters 12: 219-224. Francko, D. A., Alhamdani, S. & Joo, G. J. (1994). Enhancement of nitrogen-fixation in Anabaena-FlosAqua (Cyanobacteria) via low-dose ultrasonic treatment. Journal of Applied Phycology 6: 455458.

Gajdek, P. (2004). Sensitised decomposition of microcystin-LR using UV radiation. Journal of RWS Waterdienst/Beheermaatregelen ter bestrijding van cyanobacteriënoverlast MD-WR20070532


DHV B.V.

Photochemistry and Photobiology B-Biology 76: 103-106. Gijsbertsen-Abrahamse, A. J., Schmidt, W., Chorus, I. & Heijman, S. G. J. (2006). Removal of cyanotoxins by ultrafiltration and nanofiltration. Journal of Membrane Science 276: 252-259. Greenop, B., Robb, M. (2001). Phosphorus in the Canning - 1999-2000 Phoslock™ trails. River Science 17: 1-8. Gress, C. D., Treble, R. G., Matz, C. J. & Weger, H. G. (2004). Biological availability of iron to the freshwater cyanobacterium Anabaena flos-aquae. Journal of Phycology 40: 879-886. Grützmacher, G., Bottcher, G., Chorus, I. & Bartel, H. (2002). Removal of microcystins by slow sand filtration. Environmental Toxicology 17: 386-394. Gulati, R. D. & Van Donk, E. (2002). Lakes in the Netherlands, their origin, eutrophication and restoration: state-of-the-art review. Hydrobiologia 478: 73-106. Haghseresht, F. (2004). The use of Phoslock™ in Reducing Filterable Reactive Phosphorous Level in Water Bodies: An overview of the Properties of Phoslock™ and its Performance in Improving Water Quality. Integrated Mineral Tehcnology PTY LTD. Hammes, F., Meylan, S., Salhi, E., Koster, O., Egli, T. & Von Gunten, U. (2007). Formation of assimilable organic carbon (AOC) and specific natural organic matter (NOM) fractions during ozonation of phytoplankton. Water Research 41: 1447-1454. Han, M.Y. & Kim, W. (2001). A theoretical consideration of algae removal with clays. Microchemical Journal 68: .157-161. Hansen, J., Reitzel, K., Jensen, H. S. & Andersen, F. O. (2003). Effects of aluminum, iron, oxygen and nitrate additions on phosphorus release from the sediment of a Danish softwater lake. Hydrobiologia 492: 139-149. Hao, H. W., Wu, M. S., Chen, W. F., Tang, J. W. & Wu, Q. Y. (2004a). Cyanobacterial bloom control by ultrasonic irradiation at 20 kHz and 1.7 MHz. Journal of Environmental Science and Health Part aToxic/Hazardous Substances & Environmental Engineering 39: 1435-1446. Hao, H. W., Wu, M. S., Chen, Y. F., Tang, J. W. & Wu, Q. Y. (2004b). Cavitation mechanism in cyanobacterial growth inhibition by ultrasonic irradiation. Colloids and Surfaces B-Biointerfaces 33: 151-156. Hayes, P.K. & Walsby, A.E. (1986). The inverse correlations between width and strength of gas veicles in cyanobacteria. Britisch Phycology Journal 121: 191-197. Helbling, E. W. (2006). Differential responses of Nostoc sphaeroides and Arthrospira platensis to solar ultraviolet radiation exposure. Journal of Applied Phycology 18: 57-66. He, Y. Y. & Hader, D. P. (2002a). Involvement of reactive oxygen species in the UV-B damage to the cyanobacterium Anabaena sp. Journal of Photochemistry and Photobiology B-Biology 66: 73-80. He, Y. Y. & Hader, D. P. (2002b). Reactive oxygen species and UV-B: effect on cyanobacteria. Photochemical & Photobiological Sciences 1: 729-736.

Hilker, F. M., Malchow, H., Langlais, M. & Petrovskii, S. V. (2006). Oscillations and waves in a virally 26 november, versie Definitief - 52 -


DHV B.V.

infected plankton system Part II: Transition from lysogeny to lysis. Ecological Complexity 3: 200208. Hitzfeld, B. C. (2000). Cyanobacterial toxins: Removal during drinking water treatment, and human risk assessment. Environmental Health Perspectives 108: 113-122. Hoeger, S. J., Dietrich, D. R. & Hitzfeld, B. C. (2002). Effect of ozonation on the removal of cyanobacterial toxins during drinking water treatment. Environmental Health Perspectives 110: 1127-1132. Hoeger, S. J., Hitzfeld, B. C. & Dietrich, D. R. (2005). Occurrence and elimination of cyanobacterial toxins in drinking water treatment plants. Toxicology and Applied Pharmacology 203: 231-242. Ho, L., Meyn, T., Keegan, A., Hoefel, D., Saint, C. P. & Newcombe, G. (2006). Bacterial degradation of microcystin toxins within a biologically active sand filter. Water Research 40: 768-774. Huang, W. J., Fang, G. C. & Wang, C. C. (2005). The determination and fate of disinfection by-products from ozonation of polluted raw water. Science of the Total Environment 345: 261-272. Huisman, J., Sharples, J., Stroom, J. M., Visser, P. M., Kardinaal, W. E. A., Verspagen, J. M. H. & Sommeijer, B. (2004). Changes in turbulent mixing shift competition for light between phytoplankton species. Ecology 85: 2960-2970. Janda, V. & Svecova, M. (2000). By-products in drinking water disinfection. Chemicke Listy 94: 905-908. Javaid, A. (2006). Foliar application of effective microorganisms on pea as an alternative fertilizer. Agronomy for Sustainable Development 26: 257-262. Jeppesen, E., Sondergaard, M., Jensen, J. P., Havens, K. E., Anneville, O., Carvalho, L., Coveney, M. F., Deneke, R., Dokulil, M. T., Foy, B., Gerdeaux, D., Hampton, S. E., Hilt, S., Kangur, K., Kohler, J., Lammens, E., Lauridsen, T. L., Manca, M., Miracle, M. R., Moss, B., Noges, P., Persson, G., Phillips, G., Portielje, R., Schelske, C. L., Straile, D., Tatrai, I., Willen, E. & Winder, M. (2005). Lake responses to reduced nutrient loading - an analysis of contemporary long-term data from 35 case studies. Freshwater Biology 50: 1747-1771. Jin, M., Wang, X. W., Gong, T. S., Gu, C. Q., Zhang, B., Shen, Z. Q. & Li, J. W. (2005). A novel membrane bioreactor enhanced by effective microorganisms for the treatment of domestic wastewater. Applied Microbiology and Biotechnology 69: 229-235. Junko, E. (2002). Environmental report on Seto Inland Sea. Genesis of man and sea – A tidal wave from Seto Inland Sea. Eco Pure 43: 4-11. Jurczak, T., Tarczynska, M., Izydorczyk, K., Mankiewicz, J., Zalewski, M. & Meriluoto, J. (2005). Elimination of microcystins by water treatment processes - examples from Sulejow Reservoir, Poland. Water Research 39: 2394-2406. Kairesalo, T., Laine, S., Luokkanen, E., Malinen, T. & Keto, J. (1999). Direct and indirect mechanisms behind successful biomanipulation. Hydrobiologia 396: 99-106. Ke, B., Liang, Y. F., Zhong, Z. X., Higa, T. & Aruoma, O. I. (2005). Evaluation of the toxicity and safety of the antioxidant beverage effective microorganisms-X (EM-X) in animal models. Environmental Toxicology and Pharmacology 20: 313-320.

Kenefick, S.L., Hrudey, S.E., Peterson, H.G. & Prepas, E.E. (1993). Toxin release form Microcystis aeruginosa after chemical treatment. Water Schience and Technology 27: 433-440. RWS Waterdienst/Beheermaatregelen ter bestrijding van cyanobacteriënoverlast MD-WR20070532


DHV B.V.

Khaliq, A., Abbasi, M. K. & Hussain, T. (2006). Effects of integrated use of organic and inorganic nutrient sources with effective microorganisms (EM) on seed cotton yield in Pakistan. Bioresource Technology 97: 967-972. Lam, A. K. Y., Prepas, E. E., Spink, D. & Hrudey, S. E. (1995). Chemical control of hepatooxic Phytoplankton Blooms – Implications for Human Health. Water Research 29: 1845-1854. Lawton, L. A. & Robertson, P. K. J. (1999). Physico-chemical treatment methods for the removal of microcystins (cyanobacterial hepatotoxins) from potable waters. Chemical Society Reviews 28: 217-224. Lee, T. J., Nakano, K. & Matsumara, M. (2001). Ultrasonic irradiation for blue-green algae bloom control. Environmental Technology 22: 383-390. Lee, T. J., Nakano, K. & Matsumura, M. (2000). A new method for the rapid evaluation of gas vacuoles regeneration and viability of cyanobacteria by flow cytometry. Biotechnology Letters 22: 18331838. Lee, T. J., Nakano, K. & Matsumura, M. (2002). A novel strategy for cyanobacterial bloom control by ultrasonic irradiation. Water Science and Technology 46: 207-215. Le Jeune, A., Charpin, M., Sargos, D., Lenain, J., Deluchat, V., Ngayila, N., Baudu, M. & Amblard, C. (2007). Planktonic microbial community responses to added copper. Aquatic Toxicology 83: 223237 Lewandowski, J., Schauser, I. & Hupfer, M. (2003). Long term effects of phosphorus precipitations with alum in hypereutrophic Lake Susser See (Germany). Water Research 37: 3194-3204. Liu, I. (2003). Mechanistic studies of the photocatalytic oxidation of microcystin-LR: An investigation of byproducts of the decomposition process. Environmental Science & Technology 37: 3214-3219. Ma, B. Z., Chen, Y. F., Hao, H. W., Wu, M. S., Wang, B., Lv, H. G. & Zhang, G. M. (2005). Influence of ultrasonic field on microcystins produced by bloom-forming algae. Colloids and Surfaces BBiointerfaces 41: 197-201. Manage, P. M., Kawabata, Z. & Nakano, S. (1999). Seasonal changes in densities of cyanophage infectious to Microcystis aeruginosa in a hypereutrophic pond. Hydrobiologia 411: 211-216. Marshall, D. W., Otto, M., Panuska, J. C., Jaeger, S. R., Sefton, D. & Baumberger, T. R. (2006). Effects of hypolimnetic releases on two impoundments and their receiving streams in southwest Wisconsin. Lake and Reservoir Management 22: 223-232. Martin, M.L. & Hickey, C.W. (2004). Determination of HSNO Ecotoxic Thresholds for Granular Phoslock™ (Eureka 1 Formulation) Phase 1: Acute Toxicity. NIWA Client Report HAM2004-137. Martin, D. & Ridge, I. (1999). The relative sensitivity of algae to decomposing barley straw. Journal of Applied Phycology 11: 285-291. Mazur-Marzec, H., Meriluoto, J. & Plinski, M. (2006). The degradation of the cyanobacterial hepatotoxin nodularin (NOD) by UV radiation. Chemosphere 65: 1388-1395. Meijer, M. L. (1999). Biomanipulation in shallow lakes in The Netherlands: an evaluation of 18 case studies. Hydrobiologia 408: 13-30. Miller, D. L. (2007). Overview of experimental studies of biological effects of medical ultrasound caused by gas body activation and inertial cavitation. Progress in Biophysics & Molecular Biology 93: 31426 november, versie Definitief - 54 -


DHV B.V.

330. Miller, M. J. & Fallowfield, H. J. (2001). Degradation of cyanobacterial hepatotoxins in batch experiments. Water Science and Technology 43: 229-232. Mischke, C. C., Wise, D. J., Steeby, J. A. & Zimba, P. V. (2006). Effects of smallmouth buffalo and potassium permanganate treatment on plankton and pond water quality. North American Journal of Aquaculture 68: 36-40. Mohamed, Z. A., El-Sharouny, H. M. & Ali, W. S. (2007). Microcystin concentrations in the nile river sediments and removal of Microcystin-LR by sediments during batch experiments. Archives of Environmental Contamination and Toxicology 52: 489-495. Mole, R., Meredith, D. & Adams, D. G. (1997). Growth and phage resistance of Anabaena sp. strain PCC 7120 in the presence of cyanophage AN-15. Journal of Applied Phycology 9: 339-345. Muhammad, N., Ellis, K., Parr, J. & Smith, M.D. (1996). Optimization of slow sand filtration. WEDC Reaching the unreached: challenges for the 21st century. 22nd WEDC Conference, New Delhi, India. Müller, K. C., Forster, R., Gammeter, S. & Hambsch, B. (2003). Influence of ozonated cyanobacteria on bacterial growth in rapid sand filters. Journal of Water Supply Research and Technology-Aqua 52: 333-340. Naddafi, R., Pettersson, K. & Eklov, P. (2007). The effect of seasonal variation in selective feeding by zebra mussels (Dreissena polymorpha) on phytoplankton community composition. Freshwater Biology 52: 823-842. Nagai, T., Imai, A., Matsushige, K. & Fukushima, T. (2006). Effect of iron complexation with dissolved organic matter on the growth of cyanobacteria in a eutrophic lake. Aquatic Microbial Ecology 44: 231-239. Nakai, S., Zhou, S., Hosomi, M. & Tominaga, M. (2006). Allelopathic growth inhibition of cyanobacteria by reed. Allelopathy Journal 18: 277-285. Nakamura, N. (2003). A novel control process of cyanobacterial bloom using cyanobacteriolytic bacteria immobilized in floating biodegradable plastic carriers. Environmental Technology 24: 1569-1576. Nakano, K., Lee, T. F. & Matsumura, M. (2001). In situ algal bloom control by the integration of ultrasonic radiation and jet circulation to flushing. Environmental Science & Technology 35: 4941-4946. Naselli-Flores, L., Barone, R. & Mosello, R. (2003). Eutrophication control by lime addition: A preliminary approach in Sicilian reservoirs. Hydrobiologia 504: 297-303. Newcombe, G. & Nicholson, B. (2004). Water treatment options for dissolved cyanotoxins. Journal of Water Supply Research and Technology-Aqua 53: 227-239. Olin, M. J., Rask, M., Ruuhijarvi, J., Keskitalo, J., Horppila, J., Tallberg, P., Taponen, T., Lehtovaara, A. & Sammalkorpi, I. (2006a). Effects of biomanipulation on fish and plankton communities in ten eutrophic lakes of southern Finland - Hydrobiologia (vol 553, pg 67, 2006). Hydrobiologia 560: 434-434.

Olin, M., Rask, M., Ruuhijarvi, J., Keskitalo, J., Horppila, J., Tallberg, P., Taponen, T., Lehtovaara, A. & RWS Waterdienst/Beheermaatregelen ter bestrijding van cyanobacteriënoverlast MD-WR20070532


DHV B.V.

Sammalkorpi, I. (2006b). Effects of biomanipulation on fish and plankton communities in ten eutrophic lakes of southern Finland. Hydrobiologia 553: 67-88. Onstad, G. D., Strauch, S., Meriluoto, J., Codd, G. A. & Von Gunten, U. (2007). Selective oxidation of key functional groups in cyanotoxins during drinking water ozonation. Environmental Science & Technology 41: 4397-4404. Palikova, M., Krejci, R., Hilscherova, K., Babica, P., Navratil, S., Kopp, R. & Blaha, L. (2007). Effect of different cyanobacterial biomasses and their fractions with variable microcystin content on embryonal development of carp (Cyprinus carpio L.). Aquatic Toxicology 81: 312-318. Pan, G., Zhang, M. M., Chen, H., Zou, H. & Yan, H. (2006a). Removal of cyanobacterial blooms in Taihu Lake using local soils. I. Equilibrium and kinetic screening on the flocculation of Microcystis aeruginosa using commercially available clays and minerals. Environmental Pollution 141: 195200. Pan, G., Zou, H., Chen, H. & Yuan, X. Z. (2006b). Removal of harmful cyanobacterial blooms in Taihu Lake using local soils. III. Factors affecting the removal efficiency and an in situ field experiment using chitosan-modified local soils. Environmental Pollution 141: 206-212. Park, M. H., Han, M. S., Ahn, C. Y., Kim, H. S., Yoon, B. D. & Oh, H. M. (2006). Growth inhibition of bloomforming cyanobacterium Microcystis aeruginosa by rice straw extract. Letters in Applied Microbiology 43: 307-312. Perrins, J. C., Cordell, J. R., Ferm, N. C., Grocock, J. L. & Herwig, R. P. (2006). Mesocosm experiments for evaluating the biological efficacy of ozone treatment of marine ballast water. Marine Pollution Bulletin 52: 1756-1767. Petrier C. & Reverdy, G. (1992). Unexpected frequency effects on the rate of oxidative processes induced by ultrasound.Journal of American Chemical Society 114: 3148 - 3150. Philips, E.J., Monegue, P.R.L. & Aldridge, F.J. (1990). Cyanophages which impact bloom-forming cyanobacteria. Journal of Aquatic Plant Management 28:92-97. Phillips, D., Chen, X.C., Baggs, R., Rubens, D., Violante, M. & Parker, K.J. (1998). Acoustic backscatter properties of the particle/bubble ultrasound contrast agents. Ultrasonics 36: 883-892. Pires, L. M. D., Bontes, B. M., Van Donk, E. & Ibelings, B. W. (2005a). Grazing on colonial and filamentous, toxic and non-toxic cyanobacteria by the zebra mussel Dreissena polymorpha. Journal of Plankton Research 27: 331-339. Pires, L. M. D., Ibelings, B. W., Brehm, M. & Van Donk, E. (2005b). Comparing grazing on lake seston by Dreissena and Daphnia: Lessons for biomanipulation. Microbial Ecology 50: 242-252. Pires, L. M. D., Jonker, R. R., Van Donk, E. & Laanbroek, H. J. (2004a). Selective grazing by adults and larvae of the zebra mussel (Dreissena polymorpha): application of flow cytometry to natural seston. Freshwater Biology 49: 116-126. Pires, L. M. D., Karlsson, K. M., Meriluoto, J. A. O., Kardinaal, E., Visser, P. M., Siewertsen, K., Van Donk, E. & Ibelings, B. W. (2004b). Assimilation and depuration of microcystin-LR by the zebra mussel, Dreissena polymorpha. Aquatic Toxicology 69: 385-396. Plewa, M. J., Wagner, E. D., Richardson, S. D., Thruston, A. D., Woo, Y. T. & Mckague, A. B. (2004). Chemical and biological characterization of newly discovered lodoacid drinking water disinfection byproducts. Environmental Science & Technology 38: 4713-4722. Porat, R., Teltsch, B., Mosse, R. A., Dubinsky, Z. & Walsby, A. E. (1999). Turbidity changes caused by 26 november, versie Definitief - 56 -


DHV B.V.

collapse of cyanobacterial gas vesicles in water pumped from Lake Kinneret into the Israeli National Water Carrier. Water Research 33: 1634-1644. Prepas, E. E., Babin, J., Murphy, T. P., Chambers, P. A., Sandland, G. J., Ghadouani, A. & Serediak, M. (2001). Long-term effects of successive Ca(OH)(2) and CaCO3 treatments on the water quality of two eutrophic hardwater lakes. Freshwater Biology 46: 1089-1103. Randall, S., Harper, D. & Brierley, B. (1999). Ecological and ecophysiological impacts of ferric dosing in reservoirs. Hydrobiologia 396: 355-364. Rantala, A., Fewer, D. P., Hisbergues, M., Rouhiainen, L., Vaitomaa, J., Borner, T. & Sivonen, K. (2004). Phylogenetic evidence for the early evolution of microcystin synthesis. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America 101: 568-573. Rapala, J., Niemela, M., Berg, K. A., Lepisto, L. & Lahti, K. (2006). Removal of cyanobacteria, cyanotoxins, heterotrophic bacteria and endotoxins at an operating surface water treatment plant. Water Science and Technology 54: 23-28. Rijkswaterstaat IJsselmeergebied. (2007). Advies beheer- en bestrijdingsmaatregelen blauwalg. Via http://www.verkeerenwaterstaat.nl/kennisplein/page_kennisplein.aspx?DossierURI=tcm:19517870-4&Id=347859 Rinalducci, S. (2006). Effect of moderate UV-B irradiation on Synechocystis PCC 6803 biliproteins. Biochemical and Biophysical Research Communications 341: 1105-1112. Robb, M., Greenop, B., Goss, Z., Douglas, G. & Adeney, J. (2003). Application of Phoslock (TM), an innovative phosphorus binding clay, to two Western Australian waterways: preliminary findings. Hydrobiologia 494: 237-243. Rodriguez, E., Majado, M. E., Meriluoto, J. & Acero, J. L. (2007). Oxidation of microcystins by permanganate: Reaction kinetics and implications for water treatment. Water Research 41: 102110. Rositano, J., Newcombe, G., Nicholson, B. & Sztajnbok, P. (2001). Ozonation of NOM and algal toxins in four treated waters. Water Research 35: 23-32. Rositano, J., Nicholson, B. C. & Pieronne, P. (1998). Destruction of cyanobacterial toxins by ozone. Ozone-Science & Engineering 20: 223-238. Ross, C. (2006). Toxin release in response to oxidative stress and programmed cell death in the cyanobacterium Microcystis aeruginosa. Aquatic Toxicology 78: 66-73. Rott, H. D. (1998). Biological effects of ultrasound. Nervenheilkunde 17: 16-18. Sarma, T. A. & Kaur, S. P. (2005). Growth of cyanophage N-1 under the influence of heavy metal ions. Acta Virologica 49: 23-28. Sarnelle, O., Wilson, A. E., Hamilton, S. K., Knoll, L. B. & Raikow, D. F. (2005). Complex interactions between the zebra mussel, Dreissena polymorpha, and the harmful phytoplankton, Microcystis aeruginosa. Limnology and Oceanography 50: 896-904. Schatz, D., Keren, Y., Vardi, A., Sukenik, A., Carmeli, S., Borner, T., Dittmann, E. & Kaplan, A. (2007). Towards clarification of the biological role of microcystins, a family of cyanobacterial toxins. Environmental Microbiology 9: 965-970.

Schmidt, W., Willmitzer, H., Bornmann, K. & Pietsch, J. (2002). Production of drinking water from raw RWS Waterdienst/Beheermaatregelen ter bestrijding van cyanobacteriënoverlast MD-WR20070532


DHV B.V.

water containing cyanobacteria - Pilot plant studies for assessing the risk of microcystin breakthrough. Environmental Toxicology 17: 375-385. Sengco, M. R. & Anderson, D. M. (2004). Controlling harmful algal blooms through clay Flocculation. Journal of Eukaryotic Microbiology 51: 169-172. Shawwa, A.R. & Smith, D.W. (2001). Kinetics of microcystin-LR oxidation by ozone. Ozone: Science Engineering 23:161-170. Shen, D. S., Ruo, H. & Zhu, Y. M. (2004). Effect of inoculation with effective microorganisms and leachate recycle on degradation of municipal refuse. Chinese Journal of Chemical Engineering 12: 277281. Shi, M., Zou, L., Liu, X. Y., Gao, Y., Zhang, Z. K., Wu, W. Z., Wen, D. H., Chen, Z. L. & An, C. C. (2006). A novel bacterium Saprospira sp strain PdY3 forms bundles and lyses cyanobacteria. Frontiers in Bioscience 11: 1916-1923. Short, C. M. & Suttle, C. A. (2005). Nearly identical bacteriophage structural gene sequences are widely distributed in both marine and freshwater environments. Applied and Environmental Microbiology 71: 480-486. Sigee, D. C., Selwyn, A., Gallois, P. & Dean, A. P. (2007). Patterns of cell death in freshwater colonial cyanobacteria during the late summer bloom. Phycologia 46: 284-292. Song, W., De La Cruz, A. A., Rein, K. & O'shea, K. E. (2006). Ultrasonically induced degradation of microcystin-LR and -RR: Identification of products, effect of pH, formation and destruction of peroxides. Environmental Science & Technology 40: 3941-3946. Song, W. H., Teshiba, T., Rein, K. & O'shea, K. E. (2005). Ultrasonically induced degradation and detoxification of microcystin-LR (cyanobacterial toxin). Environmental Science & Technology 39: 6300-6305. Strand, S. P., Nordengen, T. & Ostgaard, K. (2002). Efficiency of chitosans applied for flocculation of different bacteria. Water Research 36: 4745-4752. Sugiura, N. (1992). Degradation of cyanobacteria, Microcystis by microflagellate, Monas guttula. Water Science and Technology 26: 2173-2176 Sun, B., Tanji, Y. & Unno H. (2005). Influences of iron and humic acid on growth of the cyanobacterium Anabaena circinalis. Biochemical Engineering Journal 24:195-201. Suttle, C. A. & Chan, A.M. (1994). Dynamics and distribution of cyanophages and their effect on marine Synechococcus spp. Applied and Environmental Microbiology 60: 3167-3174. Szymanski, N. & Patterson, R.A. (2003). Effective Microorganisms (EM) and Wastewater Systems in Future Directions for On-site Systems: Best Management Practice. Proceedings of On-site ’03 Conference by Patterson, R.A. and Jones, M.J. (Eds). Held at University of New England, Armidale 30th September to 2nd October 2003. Published by Lanfax Laboratories Armidale. ISBN 0-9579438-1- 4 pp 347-354. Tang, J. W., Wu, Q. Y., Hao, H. W., Chen, Y. F. & Wu, M. S. (2003). Growth inhibition of the cyanobacterium Spirulina (Arthrospira) platensis by 1.7 MHz ultrasonic irradiation. Journal of Applied Phycology 15: 37-43. Tang, J. W., Wu, Q. Y., Hao, H. W., Chen, Y. F. & Wu, M. S. (2004). Effect of 1.7 MHz ultrasound on a gas-vacuolate cyanobacterium and a gas-vacuole negative cyanobacterium. Colloids and 26 november, versie Definitief - 58 -


DHV B.V.

Surfaces B-Biointerfaces 36: 115-121. Ter Heerdt, G. & Hootsmans, M. (2007). Why biomanipulation can be effective in peaty lakes. Hydrobiologia 584: 305-316. TNO. (2007). Onderzoek naar de veilige toepassing van ultrageluid gebruikt om blauwalg te bestrijden. Rapport KvL/P&Z/2007.107. Tucker, S. & Pollard, P. (2005). Identification of cyanophage Ma-LBP and infection of the cyanobacterium Microcystis aeruginosa from an Australian subtropical lake by the virus. Applied and Environmental Microbiology 71: 629-635. Tung, S. C., Lin, T. F., Liu, C. L. & Lai, S. D. (2004). The effect of oxidants on 2-MIB concentration with the presence of cyanobacteria. Water Science and Technology 49: 281-288. Van Breemen, L. & Ketelaars, H. A. M. (1995). The influence of artificial mixing and other factors on algal biomass in the Biesbosch reservoirs. Journal of Water Supply Research and Technology-Aqua 44: 65-71. Van De Bund, W. J. & Van Donk, E. (2002). Short-term and long-term effects of zooplanktivorous fish removal in a shallow lake: a synthesis of 15 years of data from Lake Zwemlust. Freshwater Biology 47: 2380-2387. Van der Veer, B., Koedood, J. & Visser, P. M. (1995). Artificial mixing – A therapy measure combating cyanobacteria in lage Nieuwe- Meer. Water Science and Technology 31: 245-248. Van Hullebusch, E., Auvray, F., Deluchat, V., Chazal, P. M. & Baudu, M. (2003). Phosphorus fractionation and short-term mobility in the surface sediment of a polymictic shallow lake treated with a low dose of alum (Courtille Lake, France). Water Air and Soil Pollution 146: 75-91. Van Hullebusch, E., Deluchat, V., Chazal, P. M. & Baudu, M. (2002). Environmental impact of two successive chemical treatments in a small shallow eutrophied lake: Part I. Case of aluminium sulphate. Environmental Pollution 120: 617-626. Van Hullebusch, E., Chatenet, P., Deluchat, V., Chazal, P. M., Froissard, D., Botineau, M., Ghestem, A. & Baudu, M. (2003b). Copper accumulation in a reservoir ecosystem following copper sulfate treatment (St. Germain Les Belles, France). Water Air and Soil Pollution 150: 3-22. Van Riel, A.J. H., Schets, F.M. & Meulenbelt, J. (2007). Gezondheidseffecten van blauwalgen. Nederlands Tijdschrift van Geneeskunde 151: 1723-1728. Verspagen, J. M. H., Snelder, E., Visser, P. M., Johnk, K. D., Ibelings, B. W., Mur, L. R. & Huisman, J. (2005). Benthic-pelagic coupling in the population dynamics of the harmful cyanobacterium Microcystis. Freshwater Biology 50: 854-867. Verspagen, J. M. H., Visser, P. M. & Huisman, J. (2006). Aggregation with clay causes sedimentation of the buoyant cyanobacteria Microcystis spp. Aquatic Microbial Ecology 44: 165-174. Visser, P. M., Ibelings, B. W., Vanderveer, B., Koedood, J. & Mur, L. R. (1996). Artificial mixing prevents nuisance blooms of the cyanobacterium Microcystis in Lake Nieuwe Meer, the Netherlands. Freshwater Biology 36: 435-450. Von Gunten, U. (2003a). Ozonation of drinking water: Part II. Disinfection and by-product formation in presence of bromide, iodide or chlorine. Water Research 37: 1469-1487. Von Gunten, U. (2003b). Ozonation of drinking water: Part I. Oxidation kinetics and product formation. RWS Waterdienst/Beheermaatregelen ter bestrijding van cyanobacteriënoverlast MD-WR20070532


DHV B.V.

Water Research 37: 1443-1467. Walsby, A.E. (1971). The pressure relationship of gas vacuoles. P. Roy. Soc. Lond. B. Bio. 178:73-102. Wang, L. S., Hu, H. Y. & Wang, C. (2007a). Effect of ammonia nitrogen and dissolved organic matter fractions on the genotoxicity of wastewater effluent during chlorine disinfection. Environmental Science & Technology 41: 160-165. Wang, C. H., Li, G. F., Wu, Y., Wang, Y., Li, J., Li, D. & Wang, N. H. (2007c). Role of bipolar pulsed DBD on the growth of Microcystis aeruginosa in three-phase discharge plasma reactor. Plasma Chemistry and Plasma Processing 27: 65-83. Wang, L. S., Wei, D. B., Wei, J. & Hu, H. Y. (2007b). Screening and estimating of toxicity formation with photobacterium bioassay during chlorine disinfection of wastewater. Journal of Hazardous Materials 141: 289-294. Wu, H. Y. (2005). Effects of solar UV radiation on morphology and photosynthesis of filamentous cyanobacterium Arthrospira platensis. Applied and Environmental Microbiology 71: 5004-5013. Xue, L. G., Zhang, Y., Zhang, T. G., An, L. Z. & Wang, X. L. (2005). Effects of enhanced ultraviolet-B radiation on algae and cyanobacteria. Critical Reviews in Microbiology 31: 79-89. Yang, X. (2004). Chlorination byproduct formation in the presence of humic acid, model nitrogenous organic compounds, ammonia, and bromide. Environmental Science & Technology 38: 49955001. Yoshida, T., Takashima, Y., Tomaru, Y., Shirai, Y., Takao, Y., Hiroishi, S. & Nagasaki, K. (2006). Isolation and characterization of a cyanophage infecting the toxic cyanobacterium Microcystis aeruginosa. Applied and Environmental Microbiology 72: 1239-1247. Yu, Z. M. (1999). Clay surface modification and its coagulation of red tide organisms. Chinese Science Bulletin 44: 617-620. Yun, Y. S. (1997). Variations of photosynthetic activity and growth of freshwater algae according to ozone contact time in ozone treatment. Biotechnology Letters, 19(9), 831-833.

Zhang, Y.B. & Chen, Q.H. (2001). Biological effect of ultrasonic radiation on marine Chlorella. Jounal of Xiamen University 40: 653–657. Zhang, Y. & Prepas, E.E. (1996). Short-term effects of Ca(OH)2 additions on phytoplankton biomass: a comparison of laboratory and in situ experiments. Water Research 30: 1285-1294. Zhang, G. M., Zhang, P. Y., Liu, H. & Wang, B. (2006b). Ultrasonic damages on cyanobacterial photosynthesis. Ultrasonics Sonochemistry 13: 501-505. Zhang, G. M., Zhang, P. Y., Wang, B. & Liu, H. (2006a). Ultrasonic frequency effects on the removal of Microcystis aeruginosa. Ultrasonics Sonochemistry 13: 446-450. Zhang, Y., Ghadouani, A., Prepas, E. E., Pinel-Alloul, B., Reedyk, S., Chambers, P. A., Robarts, R. D., Methot, G., Raik, A. & Holst, M. (2001). Response of plankton communities to whole-lake Ca(OH)(2) and CaCO3 additions in eutrophic hardwater lakes. Freshwater Biology 46: 11051119. Zouboulis, A., Samaras, P., Ntampou, X. & Petala, M. (2007). Potential ozone applications for water/wastewater treatment. Separation Science and Technology 42: 1433-1446.



DHV B.V.

Zou, H., Pan, G., Chen, H. & Yuan, X. Z. (2006). Removal of cyanobacterial blooms in Taihu Lake using local soils. II. Effective removal of Microcystis aeruginosa using local soils and sediments modified by chitosan. Environmental Pollution 141: 201-205.

Internetbronnen: http://www.blauwalg.wur.nl/NL/Mogelijke+oplossingen/ http://www.almere.nl/live/index.jsp?nav=1461&loc=939290&det=185827 http://www.biosandfilter.org/biosandfilter/index.php/item/280 http://www.clw.csiro.au/new/2006/phoslock.html http://www.phoslock.com.au/ http://www.emvereniging.nl/ http://www.eminfo.nl/ http://www.emamerica.com/data/index.php?option=com_content&task=view&id=27&Itemid=206

http://www.lgsonic.com/lg%20sonic%20nl/xxl.htm http://www.scavenger2000.com/about.html http://www.ia-products.nl/ http://www.sander-ozon.de/home.html



DHV B.V.

COLOFON

RWS Waterdienst/Beheermaatregelen ter bestrijding van cyanobacteriënoverlast MD-WR20070532 Opdrachtgever Project Dossier Omvang rapport Auteur Bijdrage Projectleider Projectmanager Datum Naam/Paraaf


: ·Rijkswaterstaat Waterdienst : Beheermaatregelen ter bestrijding van cyanobacteriënoverlast : B1653 : 62 pagina's : Elise M. Koolmees : Edwin Kardinaal : Edwin Kardinaal : Johan Heymans : 26 november 2007 :


DHV B.V.

DHV B.V. Laan 1914 nr. 35 3818 EX Amersfoort Postbus 1132 3800 BC Amersfoort T (033) 468 20 00 F (033) 468 28 01 E [email protected] www.dhv.nl RWS Waterdienst/Beheermaatregelen ter bestrijding van cyanobacteriënoverlast MD-WR20070532

-1-

DHV B.V.

BIJLAGE 1

Resultaten literatuuronderzoek ultrasoon geluid en cyanobacteriën

TABEL A. SAMENVATTING VAN RESULTATEN VAN ONDERZOEKEN NAAR HET EFFECT VAN ULTRASOON GELUID OP CYANOBACTERIEN.

referentie

frequentie

Intensiteit

Tijdduur

Resultaat behandeling

Soort

?

Gasvacuolen geknapt; chlorofyl a neemt af

-2

(W cm ) Lee et al., 2000

28 KHz

700 W /?

cyanobacte riën

Zhang et al., 2006b

20 KHz

80 W/?

-

removal rate constante k: 0,.0224 min-1

Microcystis

Zhang et al., 2006b

80KHz

80 W/?

-

removal rate constante k: 0,023 min-1

Microcystis

102 minuten behandeling voor 90% verwijdering

aeruginosa

Zhang et al., 2006b

150 KHz

80 W/?

-


Microcystis

-1

aeruginosa

aeruginosa Zhang et al., 2006b

410 KHz

80 W/?

-

removal rate constante k: 0,052 min

Microcystis

Zhang et al., 2006b

690 KHz

80 W/?

-


Microcystis

Zhang et al., 2006b

1320kHz

80 W/?

-


Microcystis

20 minuten behandeling voor 90% verwijdering

aeruginosa

aeruginosa

aeruginosa

Zhang et al., 2006b

80 kHz

32 W/?

Proef was

-1

removal rate constante k: 0,007 min

Microcystis


Microcystis

10 min Zhang et al., 2006b

80 kHz

48 W/?

Proef was

Zhang et al., 2006b

80 kHz

64 W/?

Proef was

Zhang et al., 2006b

80 kHz

80 W/?

Proef was

Zhang et al., 2006a

25 kHz

0,32 W ml-

aeruginosa

10 min

aeruginosa removal rate constante k: 0,018 min-1

Microcystis


Microcystis

10 min

aeruginosa

10 min 5 min 1 x

aeruginosa 85,9 % reductie t.o.v. controle na 15 dagen.

1

Tang et al., 2004

1,7 mHz

Microcystis aeruginosa

-2

0,6 W cm

5 min 1x

Lichte reductie t.o.v. de controle, maar over 5

Microcystis

dagen groei nam de celdichtheid van 1,96 tot 3.02

aeruginosa

•107 cells ml-2 toe Tang et al., 2004

1,7 mHz

0,6 W cm-2

5 min /dag

65 % reductie van groei tov controle

Ahn et al., 2003

20 kHz

600W/?

2 min 2 x

Geremde groei, inhibitie celdeling; laat in de dag

Microcystis

per dag

(18.00), wanneer deze soort celdeling vertoont,

aeruginosa

Microcystis aeruginosa

was het meest effectief voor remmen van groei. Ma et al., 2005

20 kHz

30 W/?

9 min 1x

Afname in biomassa gedurende deze 9 minuten.

Microcystis

Francko et al.,

20 kHz

50 W/?

? min 1x

toename in celdichtheid bij beide behandelingen;

Anabaena

spec.

1994

in 12

flos-aquae

dagen en ? min 1 x per dag


bijlage 1 -1-

DHV B.V.

Referentie

Frequentie

Intensiteit

Tijdduur


Soort

? min 1x

cellen bevatten meer eiwitten; weinig verminderde

Anabaena

in 12

concentratie chl a (deze effecten bij dagelijkse

flos-aquae

dagen en

behandeling sterker) significant meer cellen op

? min 1 x

dag 7 en dag 12 in vergelijking met controle.

(W cm-2) Francko et al.,

20 kHz

50 W/?

1990

per dag Al-Hamdani et al.,

20 kHz

1998

16 en 18

5 sec om

Afname in groei; afname eiwitconcentratie;

Spirulina

W/?

de dag

afname superoxide dismutase; geen wijziging in

maxima

8 W/?

5 sec, dag

5 % hogere groei, afname superoxide dismutase,

Spirulina

1 en dag 7

afname eiwit, geen wijziging in chlorofyl a.

maxima

5 sec elke

Verhoogde chlorofyl a; afname proteine, afname

Spirulina

dag

superoxide dismutase, afname groei.

maxima Spirulina

chlorofyl; geen verschil tussen beide wattages Al-Hamdani et al.,

20 kHz

1998 Al-Hamdani et al.,

20 kHz

8W/?

1998 Tang et al., 2003

1,7 MHz

0,5 – 0,6

1 min 1x

Geen significante afname groei

Tang et al., 2003

1,7 MHz

0,5 – 0,6

3 min 1x

Remming groei gedurende 2/3 dagen, biomassa

Spirulina

einde proef (6 d): 73,9 tov controle

platensis Spirulina

platensis

Tang et al., 2003

1,7 MHz

0,5 – 0,6

5 min 1x

eind proef (6 d): 50 % tov controle

Tang et al., 2003

1,7 MHz

0,5 – 0,6

7 min 1x

eind proef (6 d): 44,2% tov controle

Tang et al., 2003

1,7 MHz

0,5 – 0,6

9 min 1x

eind proef (6 d):

Spirulina

37,4 % tov controle

platensis

Na 15 dagen: 25 % biomassa tov controle

Spirulina

platensis Spirulina platensis

Tang et al., 2003

1,7 MHz

0,5 – 0,6

elke dag 1

Tang et al., 2003

1,7 MHz

0,5 – 0,6

2 min om

minuut

platensis Na 15 dagen: 25 % biomassa tov controle

Spirulina

4 min elke

Na 15 dagen: 30.1 % biomassa tov controle;

Spirulina

3 dagen

lichte herstel in tussenfasen

platensis

6 min elke

Na 15 dagen: 38,9 % biomassa tov controle; licht

Spirulina

5 dagen

herstel in tussenfase

platensis

12 min

Na 15 dagen > 60 % van controle

Spirulina

de dag Tang et al., 2003

Tang et al., 2003

Tang et al., 2003

1,7 MHz

1,7 MHz

1,7 MHz

0,5 – 0,6

0,5 – 0,6

0,5 – 0,6

platensis

elke 11

platensis

dagen Hao et al., 2004a

1,7 MHz

14 W/ 2.7

Cellen hadden 3 dagen nodig om oorspronkelijke

Spirulina

cm2

5 min 1 x

dichtheid weer te bereiken

platensis

emmiting

62,5 % biomassa reductie meteen na bestraling;

surface

38% biomassa reductie na 5 dagen na moment van bestraling tov oorspronkelijke biomassa

Hao et al., 2004a

20 KHz

70W/4,5

43.8 % biomassa reductie na bestraling; 24%

Spirulina

cm

biomassa reductie na 5 dagen na bestraling tov

platensis

emmiting

oorspronkelijk niveau

2

5 min 1x

surface

bijlage 1 -2-


DHV B.V.

Referentie

Frequentie

Intensiteit

Tijdduur


Soort

1 min 1x

29,2% reductie biomassa meteen na bestraling

Spirulina

tov oorspronkelijke biomassa

platensis

(W cm-2) Hao et al., 2004a

1,7 MHz

14 W/ 2.7 2

cm emmiting surface Hao et al., 2004a

1,7 MHz

14

56,0 reductie meteen na bestraling tov

Spirulina

cm2 emmiting

W/

2.7

3 min 1x

oorspronkelijke biomassa; 26,1 % groeireductie

platensis

surface

na 5 dagen na bestraling tov oorspronkelijke biomassa

Hao et al., 2004a

Hao et al., 2004a

1,7 MHz

1,7 MHz

14

63% reductie meteen na bestraling tov

Spirulina

cm2 emmiting

oorspronkelijke biomassa; 50,5 % reductie na 5

platensis

surface

dagen na bestraling tov oorspronkelijke biomassa

14

W/

W/

2.7

2.7

5 min 1x

7 min 1x

cm2 emmiting

1,7 MHz

14

W/

2.7

9 min 1x

63% reductie meteen na bestraling tov

Spirulina

oorspronkelijke biomassa;37,4% reductie na 5

platensis

surface


20 kHz

20 W/?

5 min 1x

Hao et al., 2004b

20 kHz

40 W/?

5 min 1x

20 kHz

60 W/?

5 min 1x

Hao et al., 2004b

20 kHz

80 W/?

5 min 1x

Hao et al., 2004b

20 kHz

40 W/?

5 min 1x

Hao et al., 2004II

Hao et al., 2004II

200 kHz

1,7 mHz

platensis

cm2 emmiting

Hao et al., 2004b

Hao et al., 2004b

Spirulina


surface Hao et al., 2004a

63 % reductie meteen na bestraling tov oorspronkelijke biomassa;44,2 reductie na 5

40 W/?

40 W/?

5 min 1x

5 min 1x

Start biomassa reductie 43%; eindreductie 26%

Spirulina

t.o.v. controlegroep

platensis


Spirulina

tov controlegroep

platensis


Spirulina


platensis


Spirulina


platensis


Spirulina

t.o.v. controlegroep (na 6 dagen)

platensis


Spirulina

t.o.v. controlegroep (na 6 dagen)

platensis


Spirulina

t.o.v. controlegroep (na 6 dagen); filamenten

platensis

waren gebroken en onregelmatigheden in de cellen zichtbaar


bijlage 1 -3-

Beheermaatregelen ter bestrijding van cyanobacteriënoverlast

Recommend Documents