Harmonisatie Noordzeebeleid

Harmonisatie Noordzeebeleid waterkwaliteitsplan Noordzee achtergronddocument 2B

1

C11032,3

rijkswaterstaat

waterloopkundig laboratorium

waterkwaliteitsplan Noordzee

achtergronddocument

2

de ecologie van de Noordzee b. analyse

juni 1985

VOORWOORD In mei 1982 is door de regering de nota Harmonisatie Noordzeebeleid aan de Tweede Kamer aangeboden (nr. 17408, 1 en 2). Na inspraak en advies hieromtrent is in maart 1984 de regeringsbeslissing verschenen (nr. 17408, 7 en 8). In deze nota Harmonisatie Noordzeebeleid is een actieprogramma opgenomen, waarvan het onderdeel P3 de opstelling betreft van een waterkwaliteitsplan voor een deel van de Noordzee dat ongeveer samenvalt met het Nederlands deel van het continentaal plat (WKP-Noordzee). Dit beleidsvoornemen P3 is als volgt geformuleerd:

Ten vervolge op een uit te brengen waterkwaliteitsplan voor de kustwateren krachtens de WVO (Wet verontreiniging oppervlaktewateren) zal de regering een breed waterkwaliteitsplan Noordzee opstellen dat alle belangrijke bronnen en vormen van verontreiniging van de Noordzee in beschouwing neemt. In dit plan zal zij, voortbouwend op internationale verdragen en het huidige nationale beleid, haar visie geven op een samenhangende en strategische aanpak bij het voorkomen en bestrijden van de verontreiniging van de Noordzee. Het plan zal uitgangspunten bevatten voor internationaal overleg en daarnaast directe beleidsmaatregelen geven voor zover Nederland die op nationaal niveau kan treffen.

Het

initiatief

voor

de

opstelling

van het WKP-Noordzee

is bij de

Minister van Verkeer en Waterstaat gelegd. In, opdracht van de Directie Noordzee van Rijkswaterstaat is door medewerkers van deze Directie, van de Deltadienst afdeling Milieu en Inrichting (Rijkswaterstaat) en van het Waterloopkundig Laboratorium in de periode van maart 1983 t/m augustus 1984 onderzoek uitgevoerd ter onderbouwing van genoemd WKP-Noordzee. Het voor U liggende rapport is één van de volgende achtergronddocumenten, waarin verslag gedaan wordt van dit onderzoek: 1. Een verkenning van bestuurlijk-juridische aspecten. 2. De ecologie van de Noordzee. A: Beschrijving. B: Analyse. 3. Activiteiten en bronnen van verontreiniging. 4. Framework for analysis.

INHOUD LIJST VAN FIGUREN

LIJST VAN TABELLEN blz. 1

INLEIDING.

1.1

1.1

Doel

1.1

1.2

Opzet van het onderzoek

1.2

1.3

Verantwoording

1.4

2

INVLOED VAN BRONNEN OP WATERKWALITEIT.

2.1

2.1

Inleiding

2.1

2.2

Waterbeweging in de Zuidelijke Noordzee

2.4

2.3

Transport van watermassa's in de Zuidelijke Noordzee

2.13

2.3.1

Kwantificering van het dispersief transport op basis van de saliniteitsverdeling

2.13

2.3.2

Transport van Kanaal en Noord-Atlantisch water

2.17

2.3.3

Transport van rivierwater

2.22

2.4

Invloed van lozingen op de waterkwaliteit

2.27

2.4.1

Aanvoer van verontreinigingen

2.27

2.4.2

Verspreiding van verontreinigingen

2.34

2.4.3

Invloed van processen

2.37

2.4.4

Analyse antropogene invloeden

2.38

2.4.5

Analyse concentratie-opbouw

2.40

2.4.6

Analyse lozingssituatie 1990

2.5

Discussie en conclusies..

2.47

3

RELATIE WATERKWALITEIT EN BODEMVERONTREINIGING.

3.1

3.1

Inleiding

3.1

3.2

Slibtransport

3.3

3.2.1

Problematiek, kennisniveau en beperkingen van de studie

3.3

3.2.2

Slibbalansen Noordzee

3.9

3.3

Zwevend-stofgedrag voor de Nederlandse kust

3.11

3.3.1

Waargenomen zwevend-stofconcentraties

3.11

3.3.2

Massabalans voor de Nederlandse kust

3.17

,

2.46

INHOUD (vervolg) blz. 3.3.3

Evaluatie van toe- en afvoerhoeveelheden

3.19

3.3.4

Overzicht resultaten massabalans

3.23

3.4

Mogelijkheden voor een andere analyse van slibtransport

3.27

3.4.1

Theoretische en experimentele benaderingen

2.27

3.4.2

Modelmatige benadering

3.31

3.4.3

Tentatieve berekening zwevend-stofverspreiding

3.33

3.5

Verontreiniging van het zwevend-stof

3.35

3.5.1

Analyse van beschikbare gegevens

3.36

3.5.2

Interacties tussen opgeloste en particulaire zware metalen

3.44

3.5.3

Modelberekeningen van de zwevend-stofverontreiniging met cadmium

3.53

3.5.4

Organische microverontreinigingen

3.56

3.6

Accumulatie van verontreinigingen in de bodem

3.58

3.6.1

Berekende zwevend-stofverontreiniging versus gemeten bodemverontreiniging

3.59

3.6.2

Tijdschalen voor Noordzee-bodemverontreiniging

3.60

3.6.3

Invloed van bodemprocessen op de bodem- en waterverontreiniging

3•7

Discussie en conclusies

3.67 3.74

4

DE VERSPREIDING VAN ORGANISMEN IN DE NOORDZEE.

4.1

4.1

Inleiding

4.1

4.2

Elementen voor zonering

4.2

4.2.1

Inleiding

4.2

4.2.2

Plankton

4.6

4.2.3

Zoobenthos

4.14

4.2.4

Nekton

4.15

4.2.5

Vogels

4.18

4.3

Aanzet tot zonering

4.19

4.3.1

Inleiding

4.19

4.3.2

De kustzone

4.19

4.3.3

De off-shore zone van het zuidelijk deel van de Noordzee

4.24

4.3.4

Overgangsgebied

4.25

4.3.5

Centrale Noordzee en Doggersbank

4.31

4.4


4.34

INHOUD (vervolg) blz. 5

INVLOED VAN ANTROPOGENE NUTRIENTENBELASTING OP PRIMAIRE PRODUKTIE

5.1

5.1

Inleiding

5.1

5.2

Modelbeschrijving

5.3

5.2.1

Procesbeschrijving

5.3

5.2.2

Ruimtelijke schematisatie en transporten

5.7

5.3

Toepassing van het model bij huidige nutriëntenbelasting

5.9

5.3.1

Nutriëntenbelasting 1976-1982

5.9

5.3.2

Vergelijking van rekenresultaten met de WAKWON-meetgegevens

5.11

5.4

Gevolgen veranderende nutriëntenbelasting

5.14

5.4.1

Scenario's

5.14

5.4.2

Bespreking van de resultaten van de scenario's

5.16

5.5

Gevoeligheidsanalyse

5.20

5.5.1

De bodeminvloed

5.20

5.5.2

De graasinvloed

5.24

5.6


5.26

6

DE KOOLSTOFKRINGLOOP

6.1

6.1

Inleiding

6.1

6.2

Kwantitatieve invulling van het structuurschema

6.2

6.2.1

Elementen van het schema

6.2

6.2.2

Beschikbare gegevens

6.4

6.2.3

Integrale studies

6.11

6.2.4

Secundaire produktie in kustwateren en open zee

6.13

6.3

De balans tussen produktie en mineralisatie

6.16

6.4

Antropogene beïnvloeding van de koolstofkringloop

6.20

6.4.1

Primaire effecten antropogene nutriëntenbelasting

6.22

6.4.2

Secundaire effecten antropogene nutriëntenbelasting

6.22

6.4.3

Primaire en secundaire effecten van belasting met contaminanten

6.28

6-5


6.31

6.5.1

Beoordeling

6.31

6.5.2

Kennisleemten en gewenst onderzoek

6.32


TOXICOLOGISCHE BESCHOUWING VAN HET ECOSYSTEEM VAN DE NOORDZEE...

7.1

7.1

Inleiding

7.1

7.2

Afbakening van het onderzoek

7.4

7.3

Toxicologische achtergronden

7.9

7.3.1

Algemeen

7.9

7.3.2

Opname van giftige stoffen door organismen

7.9

7.3.3

Ophoping van giftige stoffen in organismen

7.15

7.3.4

Opname uit voedsel of uit water?

7.18

7.3.5

Toxicologische effecten

7.21

7.4

Effecten op het ecosysteem van de Noordzee

7.26

7.4.1

Integratie- en aggregatieniveaus voor toxicologische studie

7.27

7.4.2

Waargenomen schadelijke effecten

7.29

7.4.3

Conclusies

7.37

7.5

Concentratie toxische stoffen in water en organismen van de Noordzee

7.38

7.5.1

Inleiding

7.38

7.5.2

Concentratie in de waterfase

7.39

7.5.3

Concentraties in organismen

7.44

7.5.4

Ophoping in organismen

7.49

7.6

Risico evaluatie per stof voor organismen in de Noordzee

7.58

7.6.1

Gegevens over de relatie tussen concentratie en effect

7.58

7.6.2

Risico-quotiënt

7.59

7.6.3

Conclusies.

7.60

7.7.

Concumptieve waarde van vis en visprodukten

7.67

7.7.1

Conclusies

7.68

7.8


7.71

7.8.1

Risico's voor het ecosysteem

7.71

7.8.2

Risico's voor de mens

7.75

7.8.3

Kennisleemten

7.76


INTEGRALE ANALYSE EN BEOORDELING WATERKWALITEIT

8.1

8.1

Inleiding

8.1

8.2

Criteria voor beoordeling van waterkwaliteit

8.4

8.3

Beoordeling van de huidige waterkwaliteit

8.9

8;4

Evaluatie van ontwikkelingen in verontreiniging van water, bodem en organismen

8.14

8.5

Beperkingen van de beoordelingsmethode

8.17

9

KENNISLEEMTEN MET BETREKKING TOT INVLOED VAN VERONTREINGING OP WATER, BODEM EN ORGANISMEN

9.1

9.1

Inleiding

9.1

9.2

Relatie bronnen-waterkwaliteit

9.3

9.3

Relatie waterkwaliteit en bodemverontreiniging

9.4

9.4

Verspreiding van organismen

9.5

9.5

Invloed antropogene belasting op primaire produktie

9.6

9.6

Koolstofkringloop

9.7

9.7

Effecten toxische stoffen

9.8

9.8


9.10

LITERATUUR HOOFDSTUK 2 t/m 7 BIJLAGE A

: Modelresultaten SEAWAQ (ad hoofdstuk 5)

BIJLAGE B

: Deelnemers Wetenschappelijke Bijeenkomst m.b.t. concept nota dd. 20-9-1984

LIJST VAN FIGUREN 1.1

Samenhang van onderzoeksvelden, integrale analyse en beoordeling in relatie tot het opstellen van het WKP-Noordzee

2.1

Afwateringsgebied van de Noordzee

2.2

Samenhang modelmatig onderzoek naar de invloed van bronnen van verontreiniging op waterkwaliteit

2.3

Berekende windgeinduceerde waterbeweging in de Zuidelijke Noordzee (kwartaalgemiddelden 1980)

2.4

Berekende windgeinduceerde waterbeweging voor de kust nabij Katwijk (weekgemiddelden 1979-1981)

2.5

Modelschematisatie

ESTFLO-DELWAQ

en

situering

rivierinstromingen

(zie

tabel 2.2) 2.6

Berekende waterbeweging

in de Zuidelijke Noordzee voor een winter- en

zomersituatie 2.7

Omhullende van de berekende stroomrozen (snelheidsvectoren getijbeweging) in de Zuidelijke Noordzee

2.8

Berekende saliniteitsverdeling Zuidelijke Noordzee met winter- en zomer9

simulatie van de waterbeweging (D = 150 m /s) 2.9

Waargenomen saliniteitsverdeling over de periode 1905-1954 voor de maanden februari en augustus [12]

2.10

Waargenomen

saliniteitsverdeling

voor de Nederlandse kust (1975-1983),

[14] 2.11

Quasi-synoptisch saliniteitswaameming in de zuidelijke Noordzee (september 1976), [25]

2.12

Het percentage Rijnwater in de zoete fractie voor de Belgische en Zeeuwse kust voor verschillende jaren in afhankelijkheid van de windvector, [3]

2.13

Berekende

saliniteitsverdeling 9 2

Zuidelijke Noordzee met dispersiecoëffi-

ciënten 50 m /s en 500 m /s, op basis van gesimuleerde waterbeweging voor een wintersituatie 2.14

Berekende percentages Kanaal en Noord-Atlantisch water op basis van de gesimuleerde waterbeweging voor winter- en zomersituatie

2.15

Berekende percentuele herkomst van water langs 52°, 53°, 54* en 55° NB op basis van de gesimuleerde waterbeweging voor winter- en zomersituatie

LIJST VAN FIGUREN (vervolg)

2.16

Berekende leeftijdfuncties (dag) voor Kanaal en Noord-Atlantisch water op basis van de gesimuleerde waterbeweging voor winter- en zomersituatie

2.17

Berekende percentages rivierwater op basis van de instromende rivierdebieten (tabel 2.2) en de gesimuleerde waterbeweging voor een winter- en zomersituatie

2.18

Berekende percentages en leeftijd van Rijnwater afkomstig van de Nieuwe o

Waterweg (1525 m /s) op basis van de gesimuleerde waterbeweging voor een winter- en zomersituatie o

2.19

Berekende percentages en leeftijd van Eems-water (120 m /s) op basis van de gesimuleerde waterbeweging voor een winter- en zomersituatie

2.20

Berekende percentages en leeftijd van Elbe-water (1150 m /s) op basis van de gesimuleerde waterbeweging voor een winter- en zomersituatie

2.21

Berekende percentages en leeftijd van Theems-water (154 m /s) op basis van de gesimuleerde waterbeweging voor een winter- en zomersituatie

2.22

Berekende rivierwaterpercentages langs 52', 53', 54* en 55" NB op basis van de gesimuleerde waterbeweging voor winter- en zomersituatie

2.23

Berekende concentratieverdeling in de Zuidelijke Noordzee voor stikstof, fosfor, cadmium, kwik, lood, koper, zink en chroom op basis van lozingssituatie 1980 [30] en gesimuleerde waterbeweging voor wintersituatie

2.24

Berekende concentratieverdeling voor cadmium zonder en met een Ie orde sedimentatiesnelheid (K = 0,01/dag)

2.25

Berekende antropogene fracties voor stikstof, fosfor, cadmium, kwik, lood, koper, zink en chroom voor lozingssituatie 1980 [30] op basis van schatting voor 'natuurlijke' omvang van bronnen (tabel 2.5 en-2.6), gesimuleerde waterbeweging voor wintersituatie

2.26

Berekende percentuele herkomst van cadmiumconcentraties in de Zuidelijke Noordzee voor lozingssituatie

1980 en gesimuleerde waterbeweging voor

wintersituatie 2.27

Berekende concentratieverhoging ten gevolge van atmosferische belasting

2.28

Berekende

concentratie-opbouw

voor diverse stoffen langs 53° NB voor

lozingssituatie 1980 en gesimuleerde waterbeweging voor wintersituatie 2.29

Berekende

concentratie-opbouw

voor diverse

stoffen langs 54° NB voor

lozingssituatie 1980 en gesimuleerde waterbeweging voor wintersituatie 2.30

Overzicht van de antropogene beïnvloeding van diverse stoffen binnen het N.d.c.p. en de Noordzee ten zuiden van 56° NB

LIJST VAN FIGUREN (vervolg) 3.1

Aspecten die het transport van verontreinigingen bepalen

3.2.

Voorbeeld van een zwevend-stof concentratiemeting over de verticaal gedurende een gedeelte van de getijcyclus op Loswal Noord [64]

3.3

Experimentele veldmeting van zwevend-stof- en snelheidsverticalen in het buiten Theems estuarium, met berekening van de transportverticaal [82]

3.4

Hysterese van zwevend-stofconcentraties op verschillende diepten boven de bodem [82]:

3.5

Slibbalans voor de Noordzee [28]; met gebruikte gegevens, mogelijke deposltiegebieden en balansresultaten

3.6

Routinematig meetnet voor de Nederlandse kust [56, 63], met inzet van de segmentering ten behoeve van balansberekeningen

3.7

Voorbeeld van de variatie van de zwevend-stof concentratie in de tijd op drie meetstations van het WAKWON-meetnet [63]

3.8

Kwartaalgemiddelden voor de periode 1975-1983 van de zwevend-stofconcentratie per meetlocatie, uitgesplitst naar meetraai

3.9

Iso-lijnen voor

de gemiddelde zwevend-stofconcentratie

in g/m

in de

Nederlandse kuststrook voor de periode 1975-1983 3.10

Schematische weergave van de berekening van een gewogen zwevend-stofconcentratie per raai

3.11

In de massabalansberekeningen gebruikte gewogen zwevend-stofconcentraties per raai, uitgezet langs de Nederlandse kust

3.12

Residue circulatie in de Belgische kuststrook, zoals berekend met een passief transportmodel [13]

3.13

Overzicht van de resultaten van de balansberekeningen; met toe-/afvoerhoeveelheden t.o.v. de waterkolom en tentatieve bodemaanwassnelheden

3.14

Kwantificering van critische stroomsnelheden die invloed hebben op de verdeling van sediment over bodem- en waterfase [54]

3.15

Meetgegevens van de bodemsamenstelling van de Noordzee uitgedrukt in percentage aan fijn sediment [11, 92]

3.16

Gebruikte gegevens en modelresultaten van Creutzberg en Postma [11]; met maximale getijstroomsnelheden, theoretische verdeling van silt, voorbeelden van getij-cycli, en het effect van oppervlaktegolven

3.17

Modelresultaten van Sündermann en Klbckner [77] voor sedimenttransport en sedimentbudget van de Noordzee


3.18

Resultaten van modelsimulaties spreiding in g/m

3.19

(DELWAQ-ESTFLO) van de zwevend-stofver-

in de Zuidelijke Noordzee (wintersituatie)

Zware metaalconcentraties (totaal en opgelost) op 2 meetpunten van het WAKWON-meetnet, periode 1980-1982 [56]; Terheijde 2 km en Noordwijk 70 km

3.20

Meetgegevens voor de Noordzee van saliniteit, zwevend-stof en zwevendstofverontreiniging [23]

3.21

Relatie

tussen zinkconcentratie

in zwevend-stof en zwevend-stofconcen-

tratie, meetgegevens WAKWON 1980-1982 [57] 3.22

Speciatieschema van verschillende metaalfracties of -componenten in relatie tot enerzijds de deeltjesgrootte en anderzijds de analysemogelijkheden van de verschillende fracties in natuurlijke watersystemen, gemodificeerd naar [85]

3.23

Voorkomen en complexatievormen van cadmium en zink in oplossing bij verschillende chlorideconcentraties [70]

3.24

Resultaten van extracties aan Rijn en Waddenzee bodemsediment, weergegeven als percentage van de totale hoeveelheid geëxtraheerd metaal [68]

3.25

Verloop van de extraheerbare fracties metaal, weergegeven als percentage ten opzichte van totaal zwaar metaal, in de tijd en met de diepte in bodemprofielen van opgespoten havenslib uit het Rijnestuarium [6]

3.26

Verspreidingsresultaten van het DELWAQ-ESTFLO model, waarin de relatie tussen verspreiding van zwevend-stof en de gelijktijdige verspreiding van cadmium is weergegeven (wintersituatie)

3.27

Vergelijk van de verspreidingsresultaten (wintersituatie) met meetgegevens van de bodemverontreiniging

[92], ter plaatse van 4 raaien in de Neder-

landse kuststrook 3.28

Tijdschalen van de bodemverontreiniging in de Duitse Bocht op basis van meetgegevens van bodemkernen [19, 30]

3.29

Verontreinigingsgeschiedenis van het zwevend-stof van de Rijn aan de hand van meetgegevens van het bodemsediment [69]

3.30

Metaalconcentraties in Rotterdams havenslib met deeltjesgroottesamenstelling aan de hand van 150 monsters; september 1977 [69]

3.31

Tentatief berekeningsresultaat van een tijdschaal voor de bodemverontreiniging ten aanzien van cadmium op een willekeurige plaats in de Nederlandse kuststrook of Duitse Bocht


Oxidatie-reductie processen en de volgorde van de redox-reactles [74]

3.33

Methylering van arseen, kwik [95] en tin [81] in aquatische systemen

3.34

Metaalconcentraties in oplossing in een raai vanaf de Atlantische Oceaan tot de Duitse kust [44]

3.35

Metaalconcentraties in oplossing gedurende een getijperiode met variërende stroomsnelheden in de Waddenzee [21]

3.36

Metaalconcentraties in oplossing gedurende de overgang van anaërobe naar aërobe condities in de waterfase van het Schelde-estuarium [91]

4.1

Biogeografische zonering van de Noord Atlantische Oceaan en aanliggende zeeën [1]

4.2

Zooplanktongemeenschappen van de Noordzee volgens Fraser [12]

4.3

Algemeen beeld van de planktonverspreiding rond de Britse Eilanden tijdens een herfstperiode waarin de toevoer van Atlantisch water vanuit het Noorden aan de Noordzee groot was [29]

4.4

Hoofdpatronen in de verspreiding van planktonsoorten in de Noordzee en de oostelijke Atlantische Oceaan volgens Colebrook [5]

4.5

Doordringing van oceanische planktonsoorten in de periode 1920-1963 [1]

4.6

Fytoplanktongemeenschappen in de Noordzee volgens Braarut e.a. [2]

4.7

Dynamiek van het fytoplankton van de Nederlandse kust in het voorjaar [23]

4.8

De primaire produkten in verschillende delen van het Nederlands Continentaal Plat [13, 15]

4.9

De seizoensontwikkeling van de fytoplankton biomassa op 10 m diepte in zes deelgebieden van de Noordzee [7]

4.10

De seizoensontwikkeling van de chlorofylgehalten, als indicator voor de algenbiomassa, langs de Nederlandse kust in het voorjaar [14]

4.11a

Isolijnen van het totale drooggewicht van zooplankton in de eerste week van juli 1973 [11]

4.11b

Isolijnen van het drooggewicht van holozooplankton in de eerste week van juli 1973 [11]

4.12

Hoofdindeling van de Noordzee bodemdierengemeenschap volgens Glêmarec [16]

4.13

Biomassaverdeling van het zoobenthos op de Noordzee [28]

4.14

Voorgestelde zonering van het Nederlands deel van het continentaal plat in kustzone, offshore zone, overgangszone, diepere zone en Doggersbank


4.15

Zonering van de Belgisch-Nederlandse kust volgens Govaere [18] op basis van de zoobenthosgemeenschap

4.16

Dichtheidsverdeling van schelpdieren in het Nederlands kustwater [9]

4.17

Diversiteit aan bodemdieren voor de Belgisch-Nederlandse kust [18]

4^18

Paaiplaatsen van haring en transportroutes van haringlarven in de Zuidelijke Noordzee [3]

4.19

Paaiplaatsen van schol en transportroutes van schollarven in de Zuidelijke Noordzee [3]

4.20

Dominantie van enkele bodemdiersoorten langs de gradiënt in bodemsamenstelling in het overgangsgebied tussen de off-shore zone en de diepere zone [6]

4.21

Verspreiding van 5 bodemdiersoorten langs drie trajecten in de overgangszone [6]

4.22

Biomassa van de bodemdierengemeenschap van de overgangszone tussen de offshore zone en de diepere zone [6]

4.23

Ligging van de gemengde en de gestratificeerde gebieden van de Noordzee en de ligging van het getijde geinduceert front tussen deze twee gebieden [26]

4.24

Biomassa aan borstelwormen op de Doggersbank [24]

4.25

Biomassa aan zeeklitten en de Centrale Noordzee [24]

4.26

Biomassa aan tweekleppigen in de Centrale Noordzee [24]

4.27

Totale biomassa van de verschillende groepen bodemdieren in de Centrale Noordzee [24]

5.1

De stofkringlopen zoals deze in het model SEAWAQ worden beschouwd

5.2

Onderverdeling van de Nederlandse kustzone. Meetpunten van het WAKWON monitoring programma, en vakverdeling zoals gebruikt in SEAWAQ

5.3

Schematische weergave van de scenario's voor nutriëntenbelasting als gebruikt in SEAWAQ berekeningen

5.4

Verandering in diatomeeën biomassa 1930-1980, met een vergelijking van verschillende scenario's voor vak 1

5.5

Verandering in biomassa van 'overig fytoplankton' 1930-1980 voor vak 1

5.6

Verandering in totale biomassa van fytoplankton 1930-1980 voor vak 1

5.7

Beinvloeding door de bodem van de nutriëntenconcentraties


Organisch sediment als functie van de afstand tot de kust; met nutriëntenbelasting voor 1980

5.9

Nutriëntenconcentratie in vak 1 en 7 bij verschillende graasinvloed; met normale en verhoogde graasfunctie

5.10

Algenconcentratie in vak 1 en 7 bij verschillende graasinvloed; met normale en verhoogde graasfunctie

6.1

Algemeen stofkringloopschema Noordzee ecosysteem

6.2

Verschillende zoneringen als gebruikt in tabel 6.1

6.3

Koolstofkringloop in Belgisch-Nederlands kustgebied; Belgische kust [uit 19]

6.4

Koolstofkringloop in Belgisch-Nederlands kustgebied; off-shore gebied [uit 19]

6.5

Ranges in biomassagegevens voor de gehele Noordzee

6.6

Ranges in netto produktiegegevens voor de gehele Noordzee

6.7

Produktie en consumptie door verschillende organismegroepen in de Noordzee [naar 26]

6.8

Produktie door verschillende organismegroepen in de Noordzee [naar 22]

6.9

Schatting van de netto (particulaire en opgeloste) primaire produktie in het Nederlands kustgebied [12]

6.10

Schema van doorwerking van waterkwaliteit op organismen; met effecten van nutriënten en toxische stoffen

6.11

Schematische weergave van mogelijke oorzaak-gevolg relaties van grotere nutriëntenbelasting op het voedselweb van de Noordzee.

6.12

Ophoping van een aantal zware metalen en organochloorverbindingen in organismen van de Noordzee

7.1

Onderzoeksaspecten behorend tot een toxicologische beschouwing van het Noordzee ecosysteem

7.2

Schematische weergave van een aquatisch organisme, met detaillering van de gedeelten waar transport plaatsvindt

7.3

Celmembraan. Een vereenvoudigde karakterisering van de barrière tussen buiten-milieu en organisme (intra cellulair), die de vier mechanismen laat zien waarop een stof (voedsel of verontreiniging) een celmembraan kan passeren [34]


Pupproduktie bij de zeehond, uitgedrukt als het maximum aantal waargenomen jonge zeehonden als percentage van het maximum aantal waargenomen dieren van een jaar en ouder [46]

7.5

Overwegende ranges van totaal kwik, totaal DDT en totaal DDT-gehalten in biota van verschillende trofische niveaus in mariene voedselketens voor Sleeswijk-Holstein plus Denemarken en Nederland [45]

7.6

Aantal gestrande en per ongeluk gevangen bruinvissen in Nederlandse wateren, zoals gerapporteerd [54]

7.7

Contouren van het aantal macro-fauna soorten per station en het aantal o macro-fauna individuen per 0,2 m voor de Engelse oostkust (Northumber-

land) [4] 7.8

Geschatte toevoer van de zware metalen lood, koper, chroom en cadmium in de Noordzee, in tonnen per jaar [44]

7.9

Gemiddelde gehalte aan zware metalen (koper, cadmium en kwik) in sediment uit de Elbe, ten opzichte van de afstand tot de zee [44] en metaalgehalten in afgezette sedimenten van het Rijn/Maas estuarium [49]

7.10

Afname in het kwikgehalte van garnalen in de richting van de zee in de herfst van 1974 [44]

7.11

PCB-gehalten in schol (.) en mossel (x), op basis van natgewicht, mg/kg, 1974-1975 [44]

7.12

Ophoping van metalen in organismen

7.13

Ophoping van metalen in organismen

7.14

Ophoping van gechloreerde koolwaterstoffen in organismen

7.15

Ophoping van zware metalen en gechloreerde koolwaterstoffen in mossel, garnaal, botlever en kabeljauwlever van diverse locaties aan de Nederlandse kust

7.16


7.17


7.18

Risico-quotiënt

7.19

Risico-quotiënt

7.20

Risico-quotiënt


8.1

Overzicht van relaties tussen functies en de kwaliteit van het ecosysteem van de Noordzee

8.2


8.3

Berekende concentratieverdeling

in de zuidelijke Noordzee op basis van

lozingssituatie 1980 en toetsing aan het beoordelingsniveau 8.4

Berekende antropogene fracties voor lozingssituatie 1980

8.5

Evaluatie van berekende antropogeniteit en risico van verontreinigingen in de Nederlandse kuststrook (0-60 km) voor lozingssituatie 1980

9.1

Samenhang van deelaspecten van het ecosysteem

LIJST VAN TABELLEN

2.1

In- en uitstromende debieten in modelsimulaties (zomer- en wintersituatie)

2.2

Beschouwde rivierdebieten (1980)

2.3

Gedetailleerd overzicht van de belasting van de Noordzee (ten zuiden van 56° NB) door rivieren, uitwateringen, lozingen en dumpingen

2.4

Beschouwde atmosferische belasting van diverse stoffen

2.5

Aangehouden

'natuurlijke' concentraties voor het instromende Kanaal en

Noord-Atlantisch water voor de berekening van de referentiewaarden in de zuidelijke Noordzee 2.6

Aangehouden 'natuurlijke' concentraties rivierwater voor de berekening van de referentiewaarden in de zuidelijke Noordzee

2.7

Overzicht van bronnen op de zuidelijke Noordzee (opp. 219900 km ) en een schatting van het antropogene aandeel

2.8

Vergelijk van waargenomen [7, 8, 14, 20] en berekende concentraties van diverse stoffen van de Nederlandse kust (10-40 km)

2.9

Berekende invloed van atmosferische belasting nabij de Doggersbank en in de Duitse Bocht voor diverse stoffen

2.10

Overzicht van de totale inbreng van stoffen vanuit de Nederlandse kust voor 1980, een voorzichtige schatting voor 1990 en de beschouwde referentiebelasting [30]

3.1

Gebruikte gegevens voor de balansberekeningen van zwevend-stof langs de Nederlandse kuststrook (80 km)

3.2

Massabalans van zwevend-stof voor de zuidoostelijke Noordzee kuststrook

3.3

Specificatie van de balanstermen van de zwevend-stof massabalans

3.4

Slib massabalans Eisma [28] en de huidige studie

3.5

Het sediment gebonden aandeel t.o.v. totaal transport van metalen in een aantal rivieren [70]

3.6

Overzicht van gemiddelde

zware metaalconcentraties

en -percentages in

zwevend-stof, WAKWON 1981-1982 [57] 3.7

Literatuur-referenties van metaalconcentraties in zwevend-stof en bodemsediment

3.8

Adsorptiepercentage van zware metalen in de Noordzee met het chemisch model CHARON meq/lOOg

en een zwevend-stof concentratie

van 10 mg/l met CEC 50

LIJST VAN TABELLEN (vervolg) 3»9

Mobilisatiepercentages ten opzichte van totaal gehalten met behulp van 4 chemische extracties [6]

3.10

Karakteristieke tijdschalen voor bodemverontreiniging

5.1

Langjarig

gemiddelde

kwartaalbelasting

(1976-1982) van nutriënten uit

rivieren in vak 1 5.2

Langjarig gemiddelde kwartaalbelasting (1975-1982) van nutriënten via de zuidelijke instromingsrand (Appelzakraai) in vak 1 t/m 7

6.1

Verzamelde koolstofgegevens

voor organismegroepen

binnen het Noordzee-

gebied 6.2

Ranges in koolstofgegevens voor organismegroepen binnen het Noordzeegebied

6.3

Overzicht koolstofgegevens van een aantal auteurs als percentage van netto biomassaproduktie

6.4

Schattingen van de copepoda produktie als percentage van de primaire produktie voor verschillende gebieden en perioden tussen 1971 en 1981 [11]

6.5

Jaarbudget en voorjaarsbudget van de koolstofkringloop in de Belgische kustzone (naar [15])

7.1

Overzicht van alle beschouwde stoffen

7.2

Enkele voorbeelden van het percentage verontreiniging dat aquatische organismen via voedsel opnemen [36]

7.3

Processen en beinvloedingsparameters, die van invloed zijn op toxische effecten

7*4

Gemiddelden en ranges van PCB,

DDT, DDT, DDE, TDE, a-HCH, b-HCH, HEPO en

dleldrin gehalten in spek, in nier en lever van jongen, subadulten en adulten van zeehonden uit Sleeswijk-Holstein plus Denemarken en uit Nederland [45] 7.5

Overzicht van de resultaten die in de literatuur vermeld worden over reproductie onder invloed van PCB's en DDT [45]

7.6

Voordelen en nadelen van directe en indirecte onderzoeksmethoden voor het beoordelen van de waterkwaliteit in relatie tot belasting met toxische verontreiniging

LIJST VAN TABELLEN (vervolg)

7.7

Concentratie van enkele zware metalen in de centrale Noordzee en in het Noord-Oosten van de Atlantische Oceaan [44], en de aanwezigheid van zware metalen in brakke en zoute wateren in het Nederlandse kustgebied, gemiddeld over de periode 1-1-1980 tot 30-6-1981 [14]

7.8

Metaalgehalten van enige tweekleppige schelpdiersoorten die werden toegepast als monitororganismen in Nederlandse kustwateren [28]

7.9

Overzicht van verontreinigingen waarvan de concentraties, die effect kunnen veroorzaken, hooguit een factor tien liggen onder de concentratie in zee

7.10

Overzicht resultaten met betrekking tot toxiciteit, normen en concentraties in zee van enkele metalen en gechloreerde koolwaterstoffen [13, 51]

7.11

Overzicht concentratie gifstoffen in voedsel van warmbloedigen en de veroorzaakte effecten

7.12

Inname van verontreinigingen via voedsel [11, 52, 53, 55]

7.13

Ontwerpnorm voor cadmium, lood en kwik en PCB's in vis, visprodukten en weekdieren; in mg per kg produkt (ppm) [38]

8.1

Overzicht van critische concentraties uit dosis-effect experimenten en door EPA voorgestelde normen

8.2

Procentueel

oppervlak

van

de

zuidelijke

Noordzee

waar

overschrijding

plaatsvindt van het beoordelingsniveau op basis van verschillende veiligheidsfactoren (lozingssituatie 1980) 8.3

Procentueel oppervlak van het N.d.c.p. waar overschrijding plaatsvindt van het

beoordelingsniveau

op

basis

van verschillende

veiligheidsfactoren

(lozingssituatie 1980) 8.4

Het oppervlak van het plangebied en van de Noordzee ten zuiden van 56" NB waar de beoordelingsniveaus worden overschreden

8.5

Percentages van het oppervlak van het plangebied en de Noordzee ten zuiden van 56" NB waar de concentratie voor meer dan 50% antropogeen is

- 1.1 -

INLEIDING

DOEL

Bij het opstellen van het Waterkwaliteisplan voor de Noordzee (WKPNoordzee) kan het beschrijven en analyseren van de ecologie van de Noordzee worden beschouwd als een belangrijke basis voor het bepalen van de invloed van menselijke activiteiten op het ecosysteem Noordzee. De beschrijving (deel A) richt zich vooral op het karakteriseren van de componenten en processen binnen het ecosysteem, waarbij de relaties tussen deze componenten en externe beïnvloedingen slechts globaal en weinig kwantitatief zijn beschouwd. In aanvulling op deze meer algemene beschrijving van de kenmerken van de ecologie van de Noordzee, is het voor het opstellen van het WKP-Noordzee noodzakelijk geacht een zo kwantitatief mogelijk inzicht te verkrijgen in de gevolgen van menselijke activiteiten op de waterkwaliteit en bodemverontreiniging, alsmede de doorwerking van ingebrachte verontreinigingen op het ecologisch functioneren van de Noordzee. Het in dit rapport (deel B) beschreven analyserend onderzoek heeft zich derhalve vooral gericht op: • het kwantificeren van de invloed van menselijke activiteiten op de waterkwaliteit en bodemverontreiniging • het kwantificeren van de doorwerking van veranderingen in de waterkwaliteit

en

bodemverontreiniging

op het ecologisch

functioneren van de

Noordzee. Een dergelijk onderzoek kan worden beschouwd als een belangrijke basis voor de beoordeling van de mate van verontreiniging van de Noordzee en de risico's van deze ingebrachte verontreinigingen voor het ecosysteem. Bij het onderzoek is zoveel mogelijk rekening gehouden met ruimtelijke verschillen. Door de ligging van het Nederlandse deel van het continentale plat (N.d.c.p.) heeft de studie zich hierbij beperkt tot het zuidelijk deel van de Noordzee.

- 1.2 -

Vanwege beperkingen in de beschikbaarheid van gegevens, kennis en tijd, dienen de huidige resultaten te worden gezien als een eerste aanzet tot beheers- en beleidsgericht onderzoek naar de ecologie van de Noordzee. Naast een basis voor beoordeling van de huidige en te verwachten waterkwaliteitssituatie kan het onderzoek tevens worden gezien als een belangrijke basis voor een inventarisatie van kennisleemten en de daaruit voortkomende behoefte aan toekomstig onderzoek naar de invloed van verontreinigingen op de Noordzee.

1.2

OPZET VAN HET ONDERZOEK

Aangezien de inbreng van verontreinigingen één van de belangrijkste oorzaken is waardoor de waterkwaliteit van de Noordzee nadelig wordt beïnvloed, is een nadere analyse van de verspreiding van ingebrachte stoffen een belangrijke basis voor het kwantificeren van de mate van beïnvloeding. Vanwege de verhoogde toevoer als gevolg van menselijke activiteiten en de mogelijke risico's voor het ecosysteem ligt het voor de hand hierbij vooral aandacht te besteden aan nutriënten en toxische stoffen (zware metalen en organische microverontreinigingen). Aangezien deze stoffen zich gedeeltelijk aan slibdeeltjes kunnen hechten en daardoor via sedimentatie tevens terechtkomen in de onderwaterbodem, dienen bij de verspreiding van deze stoffen tevens de uitwisselingsprocessen tussen water en bodem te worden bestudeerd. Bij het bepalen van de doorwerking van ingebrachte verontreinigingen op het ecosysteem, kan onderscheid worden gemaakt in de doorwerking van een verhoogde nutriëntenaanvoer op de primaire produktie en de gevolgen van toxische stoffen voor organismen. Aangezien de verontreinigingen niet gelijkelijk over de Noordzee zijn verdeeld kan zonering van de Noordzee op basis v&n de verspreiding van organismen, tezamen met gegevens omtrent mogelijke effecten een meer gedifferentieerd beeld geven van de risico's van ingebrachte verontreinigingen voor het ecosysteem. Bij een nadere analyse van de mogelijke doorwerking van verontreinigingen op het ecologisch functioneren kan een belangrijke bijdrage worden geleverd vanuit het onderzoek naar de samenhang van fysische, chemische en

- 1.3 -

biologische componenten en processen met gebruikmaking van biomassahoeveelheden en 'biotische' fluxen in de koolstofkringloop.

Op grond van bovenstaande beschrijving van het benodigde onderzoek is bij de uitvoering een onderverdeling gemaakt in een 6-tal onderzoeksvelden, te weten: • invloed van bronnen op de waterkwaliteit Bij dit onderzoek is met behulp van mathematische modellen voor de waterbeweging, massatransport en waterkwaliteit de invloed van bronnen op de waterkwaliteit bestudeerd. In het bijzonder is hierbij aandacht besteed aan de verhoging van de concentraties op de Noordzee ten gevolge van antropogeen ingebrachte verontreinigingen. • relatie waterkwaliteit en bodemverontreiniging In dit onderzoek is op basis van waterkwaliteitsmetingen voor de Nederlandse kust het transport van slib en de aan dit slib gehechte verontreinigingen bestudeerd. Bij de interactie met de bodem is aandacht besteed aan de accumulatie van verontreinigingen in netto sedimentatiegebieden. • verspreiding van organismen in de Noordzee Aan de hand van beschikbare gegevens omtrent de verspreiding van organismen en abiotisch randvoorwaarden is getracht het N.d.c.p. te onderscheiden in een aantal 'ecologische' zones • invloed van antropogene nutriëntenbelasting op primaire produktie Met behulp van een mathematisch simulatiemodel is de invloed van veranderingen in de nutriëntenbelasting bestudeerd voor zowel de primaire produktie als de soortensamenstelling. Het onderzoek heeft zich hierbij vooral op de Nederlandse kuststrook gericht. • ecosysteemstructuur en biotische stofstromen In dit onderzoek is de samenhang tussen ecosysteemcomponenten nader bestudeerd door middel van een kwantitatieve beschouwing van de koolstofkringloop. Tevens is nagegaan op welke wijze een verandering in de primaire produktie het ecologisch functioneren van de Noordzee kan beïnvloeden. • invloed van toxische stoffen op organismen Op basis van literatuurgegevens is de ecotoxicologische situatie van de Noordzee beschouwd. Naast de accumulatie van toxische stoffen in orga-

- 1.4 -

nlsmen, is op basis van de in laboratoriumproeven bepaalde effectconcentraties een indicatie gegeven omtrent de risico's van de actuele verontreiniging van de Noordzee voor organismen.

bronnen/activiteiten

r relatie bronnen/ 2 waterkwaliteit

relatie bodem/water

ruimtelijke verspreiding van organismen 4

integrale

relatie nutriënten/ 5 primaire produktie

analyse waterkwaliteit

koolstofkringloop

kennisleemten

toxicologische effecten

7

,J a n a l y s e van de e c o l o g i e van de Noordzee beoordeling huidige en toekomstige waterkwaliteit onder voorgenomen beleid en beheer

formulering en evaluatie van maatregelen

WKP-NOORDZEE

Figuur 1.1

Samenhang van onderzoeksvelden, i n t e g r a l e a n a l y s e en beoordel i n g i n r e l a t i e t o t h e t o p s t e l l e n van h e t WKP-Noordzee

- 1.5 -

Door middel van een integrale beschouwing van de voornoemde onderzoeksgebieden is getracht om te komen tot een beoordeling van de invloed van ingebrachte verontreinigingen voor het

ecologisch functioneren van de

Noordzee nu en op langere termijn. Tevens is aandacht besteed aan de beperkingen van de huidige studie en de daaruit voortkomende kennisleemten.

In figuur 1.1 is de samenhang van het onderzoek nader aangegeven. De opbouw van het rapport komt overeen met de eerder genoemde onderzoeksgebieden. De nummering in figuur 1.1 correspondeert met de nummering van de hoofdstukken in dit rapport.

1.3

VERANTWOORDING

Het onderzoek naar de ecologie van de Noordzee is uitgevoerd in een samenwerkingsverband (WENZ ') tussen het Waterloopkundig Laboratorium (WL) en de Deltadienst, Milieu en Inrichting (DDMI) en Waterloopkunde (DDWT), van Rijkswaterstaat. De in dit document beschreven analyse is in hoofdzaak uitgevoerd door:

ir. J.A. van Pagee dr. W.P.M, de Ruijter drs . C.F.A.M. Hopstaken ir. D.J. Kylstra

WL

(hoofdstukken 2 en 8)

DDWT

(hoofdstuk 2)

WL

(hoofdstuk 3)

DDMI

(hoofdstuk 4)

ir. J.H.G. Verhagen

WL

(hoofdstuk 5)

drs . P.C.G. Glas

WL

(hoofdstuk 6)

drs . E. Stutterheim

WL

(hoofdstuk 7)

ir. P.B.M. Stortelder

DDMI

(hoofdstuk 9)

Veel dank is verschuldigd aan de deelnemers van de op 20 september 1984 gehouden Wetenschappelijke Bijeenkomst, waar een concept van dit rapport is bediscussieerd door vertegenwoordigers van diverse onderzoeksinstellingen. Een overzicht van de deelnemers is opgenomen in bijlage B.

*) Werkgroep Ecologie Noordzee; voor de samenstelling zie deel A.

- 1.6 -

De eindredactie van dit rapport is verzorgd door drs. P.CG. Glas en ir. J.A. van Pagee, beide van het Waterloopkundig Laboratorium en ir. P.B.M. Stortelder van Rijkswaterstaat.

- 2.1 -

INVLOED VAN BRONNEN OP WATERKWALITEIT

INLEIDING Het zuidelijk deel van de Noordzee wordt belast met grote hoeveelheden verontreinigende stoffen. Uit inventarisaties [30], kan worden afgeleid dat de inbreng van stoffen vooral plaatsvindt via de afwatering van rivieren, en via de lozing en dumping van afvalstoffen in de kustzones. Via de afwatering van rivieren als de Schelde, Maas, Rijn, Elbe en Theems worden grote hoeveelheden verontreinigende stoffen afkomstig van huishoudelijke, industriële en agrarische activiteiten vanuit West en Midden Europa naar de Noordzee getransporteerd. Een overzicht van het gebied dat rechtstreeks op de Noordzee afwatert is opgenomen in figuur 2.1. Hoewel meer diffuus levert de belasting via de atmosfeer voor diverse verontreinigingen een substantiële bijdrage aan de totale belasting op de Noordzee. Bij het onderzoek naar de invloed van bronnen van verontreiniging op de waterkwaliteit van de Noordzee dient niet alleen rekening te worden gehouden met de omvang van de bronnen maar tevens met de locatie van de bronnen op de Noordzee en de mate waarin het verontreinigde rivier-, afval- en regenwater wordt vermengd met het doorstromende oceaanwater. Het oceaanwater stroomt vanuit het zuiden via het Kanaal en vanuit het noorden langs de Schotse kust de Noordzee binnen en verlaat deze via de Deense en Noorse kust. Afhankelijk van deze doorstroming en de situering van bronnen kunnen ingebrachte verontreinigingen zich in bepaalde zones van de Noordzee blijven hangen en daarmee de kwaliteit van het water nadelig beinvloeden.

De in dit hoofdstuk beschreven analyse van de Invloed van bronnen op de waterkwaliteit van de Noordzee heeft tot doel om de verspreiding van ingebrachte verontreinigingen zo kwantitatief mogelijk te bepalen, waarbij vooral de relatieve bijdrage van diverse bronnen aan de verontreiniging in de verschillende delen van de Noordzee centraal staat. Dergelijke informatie is enerzijds van belang voor het evalueren van de te verwachten

invloed

van

geplande

veranderingen

in de lozingssituatie,

anderzijds kan deze informatie bijdragen tot het formuleren van additionele en/of alternatieve saneringsstrategieën.

- 2.2 -

N

62"

56"

PRAAG

AFWATERINGSGEBIED ,•

Figuur 2.1

)

Afwateringsgebied van de Noordzee

- 2.3 -

Bij deze analyse is gebruik gemaakt van bestaande numerieke modellen voor zowel de waterbeweging (paragraaf 2.2), het transport van watermassa's (paragraaf 2.3), als het transport van ingebrachte stoffen (paragraaf 2.4). Met de beschikbare modellen is niet getracht de waterbeweging en de waterkwaliteit van de Noordzee in detail te simuleren, maar is vooral beoogd om de relatieve invloed van menselijke activiteiten nader te analyseren op basis van een verspreiding van ingebrachte stoffen overeenkomstig het

transport

van watermassa's

(conservatief

gedrag). De invloed van

fysisch-chemische en biologische processen op de waterkwaliteit is hierbij slechts indicatief beschouwd.

In figuur 2.2 is de samenhang geïllustreerd van de bovengenoemde aspecten die deel uitmaken van het modelmatig onderzoek naar de invloed van bronnen op de waterkwaliteit. Met het waterbewegingsmodel is een karakteristieke winter- en zomersituatie doorgerekend. Deze stromingssituaties zijn als basis gebruikt voor het advectief transport. De dispersieve menging is afgeleid uit een vergelijk van de gesimuleerde saliniteitsverdeling met waargenomen saliniteitsverdelingen. Hoewel van de waterkwaliteit in de Nederlandse kuststrook een grote hoeveelheid gegevens beschikbaar is voor diverse stoffen [14, 20, 22], is niet getracht de beïnvloedende fysische, chemische en biologische processen in detail te beschrijven. Afzonderlijke beschouwingen van deze processen zijn uitgevoerd in het kader van de analyse van de relatie water-bodem (hoofdstuk 3) en de invloed van antropogene nutriëntenbelasting op de primaire produktie (hoofdstuk 5).

In figuur 2.2 is tevens aangegeven welke resultaten het onderzoek heeft opgeleverd. Dit betreft voor een aantal stoffen: • de concentratieverdeling behorend bij de beschouwde lozingssituatie en waterbeweging, • de gevoeligheid van de concentratieverdeling voor processen, seizoensinvloeden e.d., • de antropogene invloed op de concentratieverdeling, • de herkomst (opbouw) van de berekende concentraties, • de invloed van veranderingen in de lozingssituatie.

- 2.4 -

geme ten

modellering

waterkwaliteit

transport

waterbeweging

en waterkwaliteitsprocessen

modellering

bronnen

' toetsing

concentratieverdeling

calibratie

gevoeligheid processen en seizoensinvloeden

verificatie

referentiewaarden en antropogeniteit concentratie-opbouw invloed veranderde lozingssituatie

Figuur 2.2

Samenhang modelmatig onderzoek naar de invloed van bronnen van verontreiniging op waterkwaliteit

2.2

WATERBEWEGING IN DE ZUIDELIJKE NOORDZEE

Het stromingsgedrag van de Noordzee wordt bepaald door een gecompliceerd samenspel van factoren zoals: • getij • meteorologie (o.a. wind) • morfologie • dichtheidsgradiënten (t.g.v. temperatuur, saliniteit) • instroming rivieren • in- en uitstroming bij estuaria en randzeeën • in- en uitstromingen vanuit het Kanaal en de Noord-Atlantische Oceaan.

- 2.5 -

Hoewel de momentane waterbeweging onder grote invloed staat van het getij wordt de waterbeweging en daarmee het transport van opgeloste stoffen op lange termijn vooral bepaald door de getijgemiddelde waterbeweging (veelal aangeduid als reststroom). Deze reststroom wordt enerzijds geïnduceerd door de wijze waarop de getijgolf zich rond de Britse eilanden voortplant, anderzijds wordt de reststroom beïnvloed door de wrijving van wind aan het wateroppervlak. Door de grote variabiliteit in windrichting en -sterkte vertoont het wind-geinduceerde deel van de reststroom sterke variaties. Een goed overzicht van de door getij- en wind-geinduceerde stroming in het Europees continentale plat wordt gegeven door Prandle [18, 19]. In het kader van de hier beschreven analyse van de invloed van bronnen op de waterkwaliteit van de Noordzee is het gedrag van de wind-geinduceerde stroming beschouwd op basis van de beschikbare resultaten van het KNMI windopzetmodel [26]. Dit model wordt toegepast voor de dagelijkse voorspelling van wind-geinduceerde waterstandsverhogingen en verlagingen op de Noordzee zonder een beschouwing van de getijbeweging. De bij de berekening behorende stromingen worden op 'hindcast' basis sinds 1979 opgeslagen, zodat uit deze berekeningsresultaten een overzicht kan worden verkregen in het gedrag van het door wind geïnduceerde deel van de reststroom. Het model wordt toegepast op de gehele Noordzee met inbegrip van het Kanaal en aangrenzende delen van de Atlantische Oceaan. Om inzicht te krijgen in de waterbeweging zoals die over lange termijn door de wind wordt geïnduceerd zijn voor de Zuidelijke Noordzee de 3-uurs berekeningsresultaten per kwartaal vectorieel gemiddeld. Als voorbeeld zijn in figuur-2.3 voor 1980 de kwartaal gemiddelde resultaten weergegeven voor de wind-geinduceerde stroming in de Zuidelijke Noordzee. Opmerkelijk is de grote seizoensvariabiliteit waarbij de aldus berekende wind-geinduceerde stromingen in de zomerkwartalen (2e en 3e) aanzienlijk kleiner zijn dan in de winterperiode (Ie en 4e).

Figuur 2.3

Berekende windgeinduceerde waterbeweging in de Zuidelijke Noordzee (kwartaalgemiddelden 1980)

Over het algemeen kan worden gesteld dat het stromingsbeeld in grote lijnen overeenkomt met andere onderzoeken naar getijgemiddelde stromingen in de Noordzee [24]. Voor de winterkwartalen wordt een stroomsnelheid van 3-7 cm/s berekend, en voor de zomerperiode 0-2 cm/s. Deze stroomsnelheden zijn qua orde grootte tweemaal zo klein als uit eerdere reststroomonderzoeken is gebleken. Aangezien in de modelberekening de getijbeweging buiten beschouwing wordt gelaten is dit niet verwonderlijk, mede omdat het getij-geinduceerde stromingsbeeld veel lijkt op het voor de winterkwartalen berekende wind-geinduceerde

stroombeeld,

[19]. Derhalve mag worden

verwacht dat de tegengestelde wind-geinduceerde stromingen in het 2e kwartaal 1980 door deze getij-geinduceerde stromingen teniet worden gedaan. In

- 2.7 -

stormperioden zal de wind-geïnduceerde stroming een overheersende Invloed kunnen hebben zodat afhankelijk van de windrichting het totale reststroombeeld zich geheel kan wijzigen. Ter illustratie van de variabiliteit in wind-geinduceerde stromen is in figuur 2.4 de weekgemiddelde stroomsnelheid uitgezet voor de wind-geinduceerde stroming ter hoogte van Katwijk.

LOCA TIE KA TWIJK {JAAR 1 9 7 9 - 1 9 8 1 )

200^ /

richting : N.0.

SNELHE D (MM/'SEC)

100^

1 1 * i lÜ

A

|

Av\\r

0-

»

\L.LMVM

y \ f W'

\\ f '

*r •

u VW 1

V

1 / /Ü ,

HM

sV 1/1 u w/

v !y

-100-

-

/

richting

: Z.W.

J

-200 i i

i

i

i

iy/3

Figuur 2.4

1 *•"

i

•

1

1

lïuu

1 *™

l

1

1 O Al 1 Sol

1

...

i i

Berekende windgeinduceerde waterbeweging voor.de kust nabij Katwijk (weekgemiddelden 1979-1981)

Vanwege het ontbreken van de getij-geinduceerde stromingen en de vrij grove schematisatie (gridsize ca. 45 x 45 km) is het model ongeschikt voor een gedetailleerde

beschouwing van de verspreiding van stoffen op de

Noordzee. De modelresultaten zijn derhalve vooral van belang voor een meer globale kwantificering van de variabiliteit in het reststroomgedrag ervan uitgaande dat de variabiliteit in de door het getij opgewekte reststroom hieraan ondergeschikt is. In het kader van deze analyse is de variabiliteit van de reststroom evenwel beperkt tot een winter- en een zomersitua-

- 2.8 -

tie waarvoor op grond van de kwartaalgemiddelden respectievelijk het Ie en 3e kwartaal zijn genomen.

Door het Waterloopkundig Laboratorium wordt sinds enige jaren in het kader van Toegepast Onderzoek Waterstaat (TOW) onderzoek verricht naar de door winden getij-geinduceerde reststroom [10]. Bij dit onderzoek wordt gebruik gemaakt van het hydrodynamisch rekenmodel ESTFLO [14]. Dit model berekend op getijbasis de stromingen en waterstanden in het deel van de Noordzee dat wordt begrensd door het Nauw van Calais en 56* NB. Ten behoeve van het in het kader van het waterkwaliteitsplan verrichte onderzoek naar de relatie bronnen waterkwaliteit is het model op enkele onderdelen aangepast. Dit betreft o.a.: - uitbreiding van de modelschematisatie met de Westerschelde, Oosterschelde, Waddenzee, Eems Dollard en Elbe estuarium - beschouwing van rivierinstromingen en andere afwateringen - het waterstandsverhang tussen de zuidelijke en noordelijke begrenzing van het model. In figuur 2.5 is de modelschematisatie van het beschouwde deel van de Zuidelijke Noordzee opgenomen, tezamen met de situering van rivierinstromingen. Het model berekent simultaan de door winden getij-geinduceerde stromingen. Voor de waterstandsvariatie van de randen is gebruik gemaakt van de berekeningsresultaten van een bij Rijkswaterstaat ontwikkeld getijmodel voor de Noordzee, GENO, [27]. Door het gebruik van cyclische componenten voor het dagelijks (ca. 25 uur) getij kan via integratie over deze getijperiode de reststroom worden bepaald. Ten behoeve van de analyse van de invloed van bronnen op de waterkwaliteit zijn uiteindelijk 2 situaties doorgerekend die karakteristiek zijn voor het Ie kwartaal (winter) en 3e kwartaal (zomer). Het bijbehorende vectorieel gemiddelde windveld is gebaseerd op windgegevens van 1979 [21].

- 2.9 -

r

2Q

Engeland

3

DISCRETISATIE

10 x 10 km

-| * België

Figuur 2.5

Modelschematisatie ESTFLO-DELWAQ en situering rivierinstromingen (zie tabel 2.2)

De resultaten van het aldus berekende getijgemiddeld

stromingsbeeld

zijn weergegeven in figuur 2.6. Uit de berekeningsresultaten blijkt dat voor de Nederlandse kust reststroomsnelheden worden berekend van 3-8 cm/s, met minimale waarden voor de Hollandse kust en maximale waarden bij de Waddeneilanden.

De in de figuren 2.6a en b gepresenteerde reststransportsnelheden zijn afgeleid uit de getij-afhankelijke stroomsnelheden en waterdiepten. Hiervoor zijn de volgende relaties gebruikt:

t+T hu dt «/ rt+T CTi 'h dt t/

J t

t+T hv dt

frt+T '-hdt

waarin U en V de stroomsnelheden zijn voor respectievelijk de x en y richting, h is de waterdiepte, t is de tijd en T de beschouwde getijperiode.

- 2.10 -

A)

ZOMER

WINTER

Figuur 2.6

Berekende waterbeweging in de Zuidelijke Noordzee voor een winter (a, c) en zomer (b, d) situatie

In aanvulling op de resttransportsnelheden zijn in de figuren 2.6b en c resttransporten opgenomen zoals die kunnen worden afgeleid uit de NoordZuid componenten van het debiet. Uit de ruimtelijke verdeling van de resttransporten kan worden afgeleid dat de doorstroming van de Nederlandse kuststrook (80 km) in de winter ca. 100.000 nr/s bedraagt en ca. 50.000 o

m /s in de zomer. De stroomlijnen convergeren richting Waddenzee waardoor ter hoogte van Texel de doorstroming nagenoeg verdubbeld. De circulatie nabij de Doggersbank doet vermoeden dat de verversing in dit gebied vrij gering is. Dergelijke circulatiepatronen zijn in 1926 reeds verondersteld door Bonnecke [4].

- 2.11 -

In tabel 2.1 is een overzicht opgenomen van de in- en uitstromende reststroomdebieten van zowel de winter- als zomersituatie. Opgemerkt dient te worden dat geen rekening is gehouden met seizoensmatige veranderingen in de rivierdebieten. In tabel 2.2 is een overzicht opgenomen van de beschouwde rivierdebieten. Debiet (1000 m3/s) Instromend: Kanaal

196,2 (winter)

107,3 (zomer)

N. Atlantisch

195,4

178,7

5,8

5,8

397,4

291,8

rivieren

Uitstromend: N. Atlantisch

Tabel 2.1

In- en uitstromende debieten in modelsimulaties (zomer- en wintersituatie)

Debiet (m3/s)

Rivier 1. 2. 3. 4. 5. 6. 7. 8. 9. 10. 11. 12. 13. 14. 15. 16. 17. 18. 19. 20.

IJzer Oostende/Zeebrugge Schelde Oosterschelde Haringvliet Nieuwe Waterweg Oude Rijn Noordzeekanaal IJsselmeer (Den Oever) IJsselmeer (Kornwerderzand) Lauwerszee Eems-Dollard Wezer Elbe Theems Forth Thyne Tees Humber Wash totale zoetwaterinstroming Zuidelijke Noordzee

Tabel 2.2

5 15 150 66 900 1525

10 81 262 344 41 120 500 1150

154 65 51 17 280 48 5784

Beschouwde rivierdebieten (1980)

- 2.12 -

De door het model berekende getijbeweging is voor een beperkt aantal roosterpunten in de vorm van stroomrozen uitgezet in figuur 2.7. Uit deze figuur blijkt dat de stromingsrichting

over het algemeen een linksom

draaiende beweging maakt met uitzondering van de locatie ten westen van Texel en een overgangsgebied ten noorden en ten zuiden van deze locatie. Ten noordwesten van Texel zijn de getijstromingen betrekkelijk gering, hetgeen mogelijk

de grotere sedimentatie in dit gebied kan verklaren

(hoofdstuk 3).

..

\

H \ $

<§ *§ % <^> © SB sa «a «a 5 0 o

CCi<3i»<Ss>£> 0

, * * « * . OP» e » c*a « a S e O < £ > £ > S > < 2 > —f% . «^ ^

**• ^- B P --v a Cï t e C5» r f s^

\

/

Interpretatie: tijdrichcing (fase van het getij)

EINDPUNT VAN DE SNELHEIDS VECTOR OP ts7S-*t

SNELHEIOSVECTOR OORSPRONG

OP t : 50 uur

SNELHEIOSPUNÏ

De kromme sluit niet geheel. Dit maakt het mogelijk Om de draairichting van de sneltieidsveetor in de tijd af te lezen. Elk 3* punt in de x- en y richting wordt getekend. 25 Uursgetij.

Figuur 2.7

Omhullende van de berekende stroomrozen (snelheidsvectoren getijbeweging) in de Zuidelijke Noordzee

- 2.13 -

TRANSPORT VAN WATERMASSA'S IN DE ZUIDELIJKE NOORDZEE

Kwantificering van het dispersief transport op basis van de saliniteitsverdellng Aansluitend op de door ESTFLO berekende waterbeweging (paragraaf 2.2) kan met het transporten waterkwaliteitsmodel DELWAQ [17] het transport van water en de daarin opgeloste en gesuspendeerde stoffen worden berekend. Door de koppeling aan de ESTFLO-toepassing op de Zuidelijke Noordzee wordt met DELWAQ de advectie-diffusievergelijking opgelost voor 2199 segmenten van 10 x 10 km. Hoewel het mogelijk is om met DELWAQ het dynamisch gedrag van de waterbeweging, lozingen, processen, e.d. in beschouwing te nemen, is vooralsnog aangenomen dat deze grootheden niet Variëren in de tijd. Door deze (steady state) aanname kan de concentratieverdeling

direct worden berekend op

basis van een impliciete integratiemethode. Het advectief transport wordt bij de berekening bepaald door de met ESTFLO berekende reststroomdebieten. Het dispersief transport is afgeleid uit de toepassing van DELWAQ op de saliniteitsverdeling en het vergelijk met waargenomen

saliniteitsverdelingen. De voor deze simulaties

beschouwde

rivierdebieten zijn vermeld in tabel 2.2. In figuur 2.5 is aangegeven op welke locaties deze rivieren instromen. Aangezien onvoldoende gegevens beschikbaar zijn voor een gedetailleerde inregeling van het dispersief transport is de grootte van de dispersiecoëfficiënt voor het gehele gebied constant verondersteld. Op basis van een aantal simulatieresultaten is gekozen voor een dispersiecoëfficiënt van 150 m /s.

In figuur 2.8 zijn de met DELWAQ berekende saliniteitsverdelingen weergegeven. Evenals bij de ESTFLO-berekeningen voor de waterbeweging zijn een winter- en zomersituaties onderscheiden. Uitgangspunt voor deze berekeningen zijn de uit de ESTFLO-berekeningen afgeleide getijgemiddelde waterbeweging (paragraaf 2.2).

- 2.14 -

Figuur 2.8

Berekende saliniteitsverdeling Zuidelijke Noordzee met winter (a) en zomer (b) simulatie van de waterbeweging (D = 150 m /s)

Uit de simulatieresultaten kan worden afgeleid dat, met de aanname dat de rivierdebieten constant zijn, het berekende zoutgehalte voor de Nederlandse kust in de zomersituatie lager is vanwege de geringe doorstroming van zout water vanuit het Kanaal (tabel 2.1). Aangezien de rivierdebieten in de zomerperiode beduidend (orde 0,5) lager dan in de winter, zullen de berekende saliniteiten voor de winter over het algemeen te laag en voor de zomer te hoog zijn. Een vergelijk met waargenomen saliniteitsverdelingen is daardoor eigenlijk niet goed mogelijk.

Ondanks voornoemde beperkingen blijkt dat de berekende saliniteitsverdelingen in grote lijnen overeenkomen met de waargenomen saliniteiten (figuren 2.9, 2.10 en 2.11). Een belangrijke afwijking betreft evenwel de te hoog berekende saliniteit voor de Zeeuwse en Belgische kust. Deze afwijking is het gevolg van een groter transport van Rijnwater in zuidelijke richting en/of de ophoping van Scheldewater onder invloed van de getijbeweging en wind-geinduceerde stromen voor de Belgische kust. Uit de berekening van het KNMI-windopzetmodel (paragraaf 2.2) en de waarnemingen van Van Bennekom [3] kan worden afgeleid dat het dynamische gedrag van de wind een belangrijke invloed heeft op de saliniteit in dit gebied. Ter illustratie is in figuur 2.12 het percentage Rijnwater voor de Zeeuwse en Belgische kust uitgezet tegen de waargenomen noordelijke dan wel zuidelijke winden.

- 2.15 A)

B)

FEBRUARI Figuur 2.9

S(°/oo)

AUGUSTUS

S(°/oo)

Waargenomen saliniteitsverdeling over de periode 1905-1954 voor de maanden februari (a) en augustus (b), [12]

Figuur 2.10

Waargenomen saliniteits-

Figuur 2.11

Quasi-synoptisch sali-

verdeling voor de Nederlandse kust

niteitswaarneming in de zuidelijke

(1975-1983), [14]

Noorzee (september 1976), [25]

- 2.16 -

cc UJ <* as r- I O G* O*

o» 91

2

i0« r» 0 ) 0>

P>

09 r» 0>

cc 10Ö UJ

o 80 < Z UJ

ü cc UJ

o.

!

Figuur 2.12

60 40 20

Het percentage Rijnwater in de zoete fractie voor de Belgische en Zeeuwse kust voor verschillende jaren in afhankelijkheid van de windvector, [3]

Gevoeligheidsanalyse dispersieve menging Teneinde de gevoeligheid van de berekende saliniteitsverdeling voor de keuze van de dispersiecoëfficiënt nader te onderzoeken zijn 2 alternatieve waarden doorgerekend. Dit betreft een uniforme dispersiecoëfficiënt van 50 m /s en 500 m /s. De resultaten van deze simulaties voor de wintersituatie zijn opgenomen in figuur 2.13. Uit een vergelijk van deze resultaten met de oorspronkelijke simulatie (dispersiecoëfficiënt van 150 m /s), kan worden afgeleid dat de gradiënten voor de Nederlandse kust in belangrijke mate worden bepaald door de keuze van de dispersiecoëfficiënt. Opmerkelijk is tevens dat bij een dispersie van 50 m /s de menging onvoldoende is om de oneffenheden in het concentratieverloop,

veroorzaakt

door

de

'getrapte' modelschematisatie

van de

Nederlandse kust, glad te strijken. Dit wordt mede veroorzaakt doordat in DELWAQ een numerieke oplossingsmethode is gebtuikt die de numerieke dispersie zoveel mogelijk beperkt. Uit een vergelijk met de gemeten salini-

- 2.17 -

teiten voor de Nederlandse kust kan worden afgeleid dat de keuze van 150 o

m /s een acceptabel resultaat oplevert.

WINTER

WINTER

Figuur 2.13

Berekende saliniteitsverdeling Zuidelijke Noordzee met dispersiecoëffici'ënten 50 m /s (a) en 500 nr/s (b), op basis van gesimuleerde waterbeweging voor een wintersituatie

2

Transport van Kanaal en Noord-Atlantisch water Watermassa's Het transport van water afkomstig van het Kanaal is nader geanalyseerd door bij de simulaties met DELWAQ het water te merken met een tracer van o

100 g/m . De concentraties van de niet-beschouwde instromingen, met inbegrip van de rivieren, zijn hierbij gelijk nul verondersteld. Op soortgelijke wijze is de verspreiding van Noord-Atlantisch water bepaald. De concentratieverdeling van de tracer kan worden geïnterpreteerd als de fractie (%) van het water dat afkomstig is van de beschouwde instroming. De resultaten van deze berekeningen zijn weergegeven in figuur 2.14. Uit de figuren kan worden afgeleid dat het water in het zuidelijke deel vrijwel volledig bestaat uit Kanaal water. Het water in het noordwestelijk en centrale deel van de Zuidelijke Noordzee is vooral afkomstig van de Noord-Atlantische Oceaan. Het water in het noordoostelijk deel van de Zuidelijke Noordzee is afkomstig van zowel het Noord-Atlantische als het Kanaal water.

- 2.18 -

A) WINTER

B) ZOMER

C ) WINTER

D) ZOMER

Figuur 2.14

Berekende percentages Kanaal (a, b) en Noord-Atlantisch (c, d) water op basis van de gesimuleerde waterbeweging voor winter (a, c) en zomer (b, d) situatie

De fracties Noord-Atlantisch water en Kanaal water zijn niet volledig complementair vanwege de rivierwaterinstromingen vanaf de kust. Vooral in de figuren 2.14a en b is duidelijk te zien dat het Kanaal water voor de Nederlandse kust gedeeltelijk wordt verdrongen door de instroming van Rijn- en Maaswater. Opmerkelijk is tevens dat in de simulatie voor zomerperiode het Noord-Atlantische water verder zuidoostelijk kan doordringen vanwege de geringe doorstroming vanuit het Kanaal. Opgemerkt kan worden dat deze ruimtelijke verdeling van de Zuidelijke Noordzee in zones met verschillende herkomst van water in grote lijnen aansluit bij de bevindingen van Laevastu [15], die de watermassa's in de

- 2.19 -

Noordzee onderscheid op basis van de fytoplanktonsamenstelling (zie tevens hoofdstuk 4).

In figuur 2.15 is voor 52, 53, 54 en 55° NB een overzicht opgenomen van de herkomst

van water. De afzonderlijk aangegeven fractie rivierwater

beperkt zich over het algemeen tot de directe kustzones en kan oplopen tot ca. 20%. Uit de figuren kan tevens worden afgeleid dat het zuidelijk deel van het Nederlands deel van het continentale plat (N.d.c.p.) voor ca. 90% Kanaal water en voor ca. 10% rivierwater bevat. Het noordelijk deel van het N.d.c.p. bevat ca. 85% Noord-Atlantisch water en ca. 15% Kanaal water.

Leeftijdfuncties De leeftijd van Noord-Atlantisch water en Kanaal water is bepaald door naast de verspreiding van een conservatieve tracer tevens de verspreiding van een tracer met van Ie orde afbraak te beschouwen. Aangetoond kan worden dat uit de concentratieverhouding van beide tracers de gemiddelde duur kan worden bepaald waarover het afbraakproces actief is geweest. Voor zuiver advectief transport komt deze tijdsduur overeen met de looptijd vanaf het punt van instroming. Bij een combinatie van advectief en dispersief transport is het beter om van een (gemiddelde) leeftijd van het water te spreken. De leeftijd kan worden berekend op basis van de onderstaande relatie:

t - { in <£> k Hierin is C

de concentratie van de conservatieve tracer, (V de concentra-

tie van de tracer met Ie orde afbraak en K de afbraakconstante.

Teneinde het dispersief transport voor beide stoffen zoveel mogelijk hetzelfde te laten zijn, is gekozen voor een langzame afbraak te weten K = 0,001 dag-1. Aangetoond kan worden dat voor een verblijftijd kleiner dan 500 dagen de invloed van het afbraakproces op de concentratiegradiënten en daarmee op het dispersief transport verwaarloosbaar is. De aldus berekende leeftijdfuncties van Noord-Atlantisch water en Kanaal water zijn opgenomen in de figuur 2.16.

- 2.20 -

ZOMER

WINTER ATLANTISCH-,

as

KANAAL- IN KIVISHWATIR OP « / V B

50

75

IM

125

150

ATLANTISCH-,

KANAAL- SS RIVItHWATIX

OP StNB

175

O

53 NB

D)

53 NB

tor M

ar

30"

70" H. AtlJtiii*k-li muur

s»40 3»2» Ndcp ""i

i'

i

25

50

7S

i

liii)

^

i""1

IJS

150

135

IIIH 2u<>

E)

225

ir

r

2 5 0 275

54 NB

i

«

25

5«

;••••

i

75

i

i

P

Ndep •nopKMM

^

!•« 125 15* 175 24» 226 250 275

54 NB

F) aa78"

60" 50

s«-

/

N. AildutiaLii ifniitr

je-

//

28, , •••' N d c p

i«-

„

55 NS

100

irr

ar*

3»»

4»»

H) ioa-

iO 30

aa-

70

78-

»o-

sa-

fi>-

58-

40

4»-

30-

3»

£0'

/

__,.-'Ndcp 1

G)

'

/

48"

55 NB

"

! riviuitvdtur '

H. M U . t l ^ l l UJ(tl

/ / "-""'"""'

2«-

i-Ndep

5aa

18-

,, 'pNdcp ""•• " 1

0

1M

1••

28*

3
4»»

saa

taa

Kit

Figuur 2.15

Berekende percentuele herkomst van water langs 52° (a, b), 53° (c, d ) , 54° (e, f) en 55° (g, h) NB op basis van de gesimuleerde waterbeweging voor winter (a, c, e, g) en zomer (b, d, f, h) situatie

- 2.21 -

A) WINTER

B) ZOMER

C) WINTER

D) ZOMER

Figuur 2.16

Berekende leeftijdfuncties (dag) voor Kanaal (a, b) en NoordAtlantisch (c, d) water op basis van de gesimuleerde waterbeweging voor winter (a, c) en zomer (b, d) situatie

Bij de simulatie onder wintercondities verlaat een gedeelte van het Kanaal water de noordelijke begrenzing bij een leeftijd van ca. 150 dagen, onder zomercondities is dit 240 dagen. Het aan de noordwestelijke rand instromende Noord-Atlantische water heeft een leeftijd van meer dan 300 dagen in de winter en meer dan 360 dagen in de zomer alvorens het bij de noordoostelijke rand het beschouwde gebied verlaat. Opgemerkt dient te worden dat de opbouw, van deze leeftijden kan worden verstoord

door diverse meteorologische

veranderingen. In grote lijnen

geven de figuren echter een beeld van de snelheid waarmee de verspreiding van opgeloste stoffen plaatsvindt. De looptijd langs de Nederlandse kust

- 2.22 -

van ca. 1-2 maanden vanaf de uitstroming bij de Nieuwe Waterweg tot aan de Waddenzee komt in grote lijnen overeen met de waarnemingen [16]. In de zomersituatie is de looptijd 2 maal zo lang. Opmerkelijk is dat het oudste water zich bevindt ter plaatse van de Doggersb&nk en in de Duitse Bocht. Zoals uit de stromingspatronen kan worden afgeleid, bevindt de Doggersbank zich in een wervel, terwijl de doorstroming van de Duitse Bocht gering is (paragraaf 2.2). Verontreinigingen die deze gebieden binnenstromen kunnen daar gedurende langere tijd blijven hangen, hetgeen met name bij extreme lozingen als gevolg van calamiteiten negatief kan doorwerken op de waterkwaliteit.

3

Transport van rivierwater

Analoog aan de verspreiding van Noord-Atlantisch en Kanaal water is de verspreiding van rivierwater beschouwd. In figuur 2.17 is de fractie zoetwater berekend die afkomstig is van instromende rivieren. De hoogste percentages worden berekend voor de Nederlandse kust en in de Duitse Bocht (tot ca. 25%).

WINTER

Figuur 2.17

ZOMER

Berekende percentages rivierwater op basis van de instromende rivierdebieten (tabel 2.2) en de gesimuleerde waterbeweging voor een winter (a) en zomer (b) situatie

Bij de beschouwde zomersituatie is de berekende zoetwaterfractie groter dan voor de wintersituatie. Dit wordt veroorzaakt door de geringere doorstroming vanuit het Kanaal, terwijl de rivierdebieten constant zijn verondersteld. In werkelijkheid zullen, als gevolg van de geringere rivier-

- 2.23 -

debieten in de zomer, de verschillen tussen zomer en winter minder geprononceerd zijn als uit deze simulatieresultaten blijkt. Analoog aan de simulatie van de saliniteit geldt dat de verspreiding van zoetwater in zuidelijke richting langs de Zeeuwse en Belgische kust onvoldoende door de huidige modelschematisatie wordt beschreven.

Voor een aantal afzonderlijke rivieren is de verspreiding en de leeftijd berekend op een vergelijkbare wijze als in paragraaf 2.3.2. Dit betreft de verspreiding van het water uit de: • Nieuwe Waterweg (figuur 2.18) • Eems

(figuur 2.19)

• Elbe

(figuur 2.20)

• Theems

(figuur 2.21).

A) WINTER

C) WINTER Figuur 2.18

B) ZOMER

D) ZOMER Berekende percentages (a, b) en leeftijd (c, d) van Rijnwater afkomstig van de Nieuwe Waterweg (1525 m /s) op basis van de gesimuleerde waterbeweging voor een winter (a, c) en zomer (b, d) situatie

- 2.24 -

Uit de verspreiding van Rijnwater afkomstig van de Nieuwe Waterweg (figuur 2.18) kan worden afgeleid dat het merendeel van dit water langs de Nederlandse kust en door de Duitse Bocht stroomt. Zoals eerder is opgemerkt is de verspreiding van Rijnwater in zuidelijke richting te gering, hetgeen wordt veroorzaakt door het niet beschpuwen van het dynamisch gedrag van de waterbeweging (getij, wind). De leeftijd van het Rijnwater ligt in de range van 270-360 dagen bij het verlaten van het beschouwde deel van de Noordzee.

A) WINTER

B) ZOMER!

O WINTER

D) ZOMER

Figuur 2.19

Berekende percentages (a, b) en leeftijd (c, d) van Eemswater (120 m /s) op basis van de gesimuleerde waterbeweging voor een winter (a, c) en zomer (b, d) situatie.

- 2.25 -

Het rivierwater van de Eems (figuur 2.19) buigt onder de beschouwde condities af naar de Duitse Bocht met als gevolg dat de beinvloeding van de Nederlandse kust gering is. Vanwege de vrij lange verblijftijd in het Eems Dollard estuarium is het water reeds vrij oud alvorens de Noordzee wordt bereikt.

FRAK.TIE (°/o) EU3EWATER

A) WINTER

B) ZOMER

UEEFTUO (dag) ELBEWATER

C) WINTER Figuur 2.20

D) ZOMER Berekende percentages (a, b) en leeftijd (c, d) van Elbewater (1150 m /s) op basis van de gesimuleerde waterbeweging voor een winter (a, c) en zomer (b, d) situatie.

Het water van de Elbe (figuur 2.20) blijft onder de beschouwde condities in de Duitse Bocht hangen, zonder dat het water de Nederlandse kust bereikt. De leeftijd van het water kan oplopen tot 150-240 dagen.

- 2.26 -

Het water van de Theems (figuur 2.21) stroomt langs de Waddenzee eveneens naar de Duitse Bocht. De leeftijd van het water bereikt maximale waarden van 270-360 dagen. Vanwege het geringe debiet ten opzichte van de instromende hoeveelheden Kanaal en Noord Atlantisch water is de verdunning van het Theems water zodanig dat slechts een klein deel van de Noordzee meer dan l°/oo Theems water bevat.

FRAKTIE <°/„) THEEMSWATER

A) WINTER

FRAKTIE (•/«) THEEMSWATER

B) ZOMER

LEEFTIJD (dag) THEEMSWATER

LEEFTIJD (dag) THEEMSWATER

C) WINTER

D) ZOMER

Figuur 2.21

Berekende percentages (a, b) en leeftijd (c, d) van Theemswater (154 m /s) op basis van de gesimuleerde waterbeweging voor een winter (a, c) en zomer (b, d) situatie.

De herkomst van de rivierfractie is voor 52, 53, 54 en 55* NB nader geanalyseerd en weergegeven in figuur 2.22. Op 52° NB is de rivierfractie in het N.d.c.p. vooral afkomstig van de afwateringen vanuit de Belgische en

- 2.27 -

Zeeuwse kust, het Haringvliet en de Nieuwe Waterweg. Op 53* NB (d.w.z. ter hoogte van Texel) leveren de Noord Engelse rivieren en de Theems een duidelijke bijdrage aan de (overigens geringe) zoetwaterfractie in het westelijk deel van het N.d.c-p.. Uit de figuren 2.22e t/m h blijkt dat in het noordelijk deel van de N.d.c.p. de rivierfractie voor een belangrijk deel afkomstig is van de Engelse rivieren. Hoewel de percentages rivierwater in het meer centrale deel van de Noordzee gering zijn (kleiner dan 0,5%), dient men zich te realiseren dat de concentraties van de verontreinigingen in het rivierwater over het algemeen aanzienlijk hoger zijn dan die van het oceaanwater. Een klein percentage rivierwater kan daardoor een belangrijke bijdrage leveren aan de verontreiniging van de zuidelijke Noordzee.

INVLOED VAN LOZINGEN OP DE WATERKWALITEIT

Aanvoer van verontreinigingen

Binnen de werkzaamheden ten behoeve van het WKP-Noordzee is informatie verzameld over de bronnen van verontreiniging in de Zuidelijke Noordzee. Voor een uitgebreid overzicht van de beschouwde bronnen van verontreiniging wordt verwezen naar deel 3 van de achtergronddocumenten [30]. Hieronder zal worden volstaan met een beknopte samenvatting.

De omvang van de inbreng van stoffen is op jaarbasis bepaald voor: • instromende rivieren en afwateringen, é afvalwaterlozingen, • dumping van zuiveringsslib, baggerspecie, e.d., • atmosferische belasting. Bij het verzamelen van de lozingsgegevens is het jaar 1980 als richtjaar aangehouden, waarbij vooralsnog geen onderscheid gemaakt is in seizoensvariaties.

- 2.28 -

WINTER RmiKWATIKFIUMntS

ZOMER OP

UNS

nmt**Att*riuicTits

25

S»

7S

IM

12S

IS*

OP SISB

17S 2M

23S 25» a?5

SA NB

• ^ • N d e p -*• SM

Figuur 2.22

60»

2M

3»»

40«

SM

CM

Berekende rivierwaterpercentages langs 52* (a, b ) , 53° (c, d ) , 54' (e, f) en 55° (g, h) NB op basis van de gesimuleerde waterbeweging voor winter (a, c, e, g) en zomer (b, d, f, h) situatie

- 2.29 -

Voor een aantal stoffen is de verzamelde informatie onvolledig, terwijl de nauwkeurigheid beperkt is. Een en ander heeft tot gevolg dat een gedetailleerde analyse van de relatie bronnen-waterkwaliteit op basis van deze informatie niet mogelijk is.

In tabel 2.3 is een overzicht van de beschikbare lozingsinformatie opgenomen. Bij dit overzicht is onderscheid gemaakt in lozingen afkomstig van de verschillende kustzones rond het deel van de Noordzee ten zuiden van 56° NB en ten noorden van het Nauw van Calais. De lozingsgegevens voor de Nederlandse kust zijn ontleend aan de gegevens zoals vermeld in de regionale waterkwaliteitsplannen, de waterkwaliteitsnota's

van de Rijn

[6], Maas [5], Westerschelde [13] en Waddenzee [28] • Tevens is voor een aantal afwateringen de belastingsvracht bepaald op basis van de afwateringsdebieten en de gemeten waterkwaliteit [29]. De lozingsgegevens voor Engeland, België, Duitsland en Denemarken zijn hoofdzakelijk gebaseerd op de lozingsinventarisatie van ICES [11]. Aanvullingen op deze gegevens zijn recentelijk verkregen middels de bijdragen van de Noordzeestaten aan de Ministers Conferenties betreffend de verontreiniging van de Noordzee 1984

[2]. De in tabel 2.3 opgenomen gegevens beperken zich tot nutriënten (N, P) en zware metalen (Cd, Hg, Pb, Cu, Zn, Cr). De gegevens van andere verontreinigende

stoffen

(o.a. anorganische

microverontreinigingen) vertonen

over het algemeen te veel hiaten om de verspreiding van deze stoffen in de Noordzee nader te kunnen beschouwen.

Voor de Nederlandse lozingen is op basis van de prognoses, zoals vermeld in de regionale waterkwaliteitsplannen, tevens een schatting gemaakt van de lozingshoeveelheid in 1990. Voor de buitenlandse lozingen ontbreken de gegevens om een dergelijke voorspelling te rechtvaardigen. De atmosferische belasting is geschat op basis van studies verricht door RIZA [20], TNO [1] en WL [29]. De hieruit afgeleide schattingen zijn vermeld in tabel 2.4.

- 2.30 -

Debiet 3

km /j

Bron

Zw.stof 1000 t/j

N 1000 t/j

P 1000 t/j

Hg t/j

Cd

Pb

Cu

Cr

Zn

t/j

t/j

t/j

t/j

t/j

1,5 0,6

29,0

. 30,0

17,5

72,5

12,5

10,0

8,0

56,0

1,5 8,6

26,5

26,5

17,5

199,0

Engeland

0,8

0,20

0,54

13

1,8

0,22

0,16

12 123

0,9

0,19

0,43

43,5

0,57

2,36

7

17,7

1,14

0,43

Forth

2,0

55

Tees

0,5

Tyne

1,6

Humber

8,8

Wash

1,5 4,9

Theems

-

div.loz.

188

32,8

4292

98,5

0,11 25,6

1,29 15,0

132,0

162,0

100,0

470,0

1,6 2,2

50,0

44,0

48,0

175,0

32,4

839,5

0,2

1,0 2,0

16,5

16,5

863

15,0

489

72,0 3108

België IJzer

0,2

16

0,3

0,24

0,05

Oostende

0,5 -

50

4,5

0,71

0,07

-

2,2

0,25

0,98

3,8

400

42,5

5.5

2,9

1,5 0,1

12,0

0,21

0,4

div.loz.

5,0

1,0 3,0

1,0 2,0

1,0

1,0

120,0

70,0

120,0

1,0

2,0

2,0

4,0

243

25,0

101

Nederland Schelde

500,0

Oostersch.

2,1

50

Haringvl.

28,4

320

120,0

12,0

3,7

23,0

100,0

145,0

115,0

1200,0

Nw. Waterweg

48,0

1000

260,0

34,0

3,8

43,0

340,0

480,0

630,0

2800,0

2,0

0,4

0,2 1,5

3,0

4,0

2,0

9,0

97,0

21,0

26,0

490,0

44,0

33,0

39,0

246,0

29,0

28,0

26,0

174,0

Oude Rijn

0,3

Nz kanaal

2,6

60

17,9

2,3

0,7

Den Oever

9,0

180

34,0

6,0

120

28,0

Lauwersz.

1,4

25

5,2

2,1 1,6 0,9

0,72

Kornwerd.

0,14

2,1 1,2 2,0

21,0

17,0

7,0

67,0

Eems

3,3

70

35,0

3,1

0,76

3,4

20,4

51,5

13,0

95,0

div.loz.

5,1

1578

35,5

10,4

9,0

46,0

389,6

273,5

15,8

42,0

8,6

1,18

4,7

83,4

191,0

54,0

1655,0

250,0

14,0

7,5

15,0

135,0

300,0

200,0

2500,0

17,0

2,5

0,42

1,0

25,6

12

273

3,6

32,0

21,0

140,0

0,5

543

3042

Duitsland

Elbe

36,2

340 800

div.loz.

52

217

Weser

2,5

Denemarken

Totaal

182

Tabel 2.3

50

4

9916

1105

0,3 127

51,2

208

2793

221 21,0

2943

2509

16480

Gedetailleerd overzicht van de belasting van de Noordzee (ten zuiden van 56* NB) door rivieren, uitwateringen, lozingen en dumpingen

- 2.31 -

Stof

Atmosferische belasting 1000 kg/km2.jr

Stikstof (N)

o

Fosfor

(P)

Cadmium

(Cd)

300

g/km2.jr

Kwik

(Hg)

40

g/km .jr

Lood

(Pb)

11000

g/km2/jr

Koper

(Cu)

6000

g/km2.jr

Zink

(Zn)

40000

g/km2.jr

Chroom

(Cr)

300

Tabel 2.4

45 kg/km .jr

g/km2.jr

Beschouwde atmosferische belasting van diverse stoffen

De in tabel 2.5 opgenomen concentraties opgeloste nutriënten en zware metalen voor het instromende water vanuit het Kanaal en de Noord-Atlantische Oceaan zijn afgeleid uit het door VROM [9] verrichte onderzoek naar referentiewaarden. Om te komen tot totaal (opgelost + gesuspendeerd) concentraties, is op basis van de samenstelling van niet verontreinigd marien sediment een schatting gemaakt van het particulaire deel. Tevens is gebruik gemaakt van de door RWS

[20] gemeten totaalconcentraties op de

Appelzak-raai (70 km).

De in tabel 2.6 opgenomen 'natuurlijke' concentraties voor instromend rivierwater zijn eveneens gebaseerd op het onderzoek naar referentiewaarden voor de Noordzee [9]. Ook voor deze concentraties is een schatting gemaakt van de totale gehalten, waarbij is uitgegaan van een gemiddeld zwevend-stofgehalte van 20 mg/l, terwijl de samenstelling van het zwevendstof is gebaseerd op de samenstelling van het Rijn-sediment in 1900 [29]. Mede

vanwege

deze

aannamen

is het

begrip

'natuurlijke' concentratie

slechts een ruwe schatting van het referentieniveau die mogelijk vanwege de sedimentverontreiniging in 1900 reeds door menselijke activiteiten is beïnvloed.

- 2.32 -

Stof

opgelost

N

0,11

P

0,01.7

Cd

0,025

Hg

0,0025

Pb

0,02

Cu

mg/l

gesuspendeerd

totaal

totaal Noord-

sediment

Kanaal '

Atlantisch

20

yg/g

1,6

yg/1

0,2

mg/l

0,13

0,025

0,3

yg/g

mg/l

0,019

0,027

yg/1

0,025

0,0033

0,0027

30

0,17

0,05

0,25

30

0,40

0,28

Zn

0,35

75

0,73

0,43

Cr

0,3

75

0,68

0,38

0,15

'

yg/1

*) uitgaande van een zwevend-stofgehalte van 5 mg/l **) uitgaande van een zwevend-stofgehalte van 1 mg/l

Tabel 2.5

Aangehouden 'natuurlijke' concentraties voor het instromende Kanaal en Noord-Atlantisch water voor de berekening van de referentiewaarden in de zuidelijke Noordzee

opgelost

Stof

gesuspendeerd '

totaal

}

riviersediment N

0,83 mg/l

P

0,04

3,0

0,10

Cd

0,05 yg/1

1,0 yg/g

0,07 yg/1

Hg

0,02

1,0

0,04

Pb

0,35

150

3,4

Cu

2,0

40

2,8

Zn

6,0

400

14,0

Cr

1,25

90

3,0

*)

35

yg/g

1,5

mg/l

Rijnsediment uit 1900

**) uitgaande van een zwevend-stofgehalte van 20 mg/l Tabel 2.6

Aangehouden 'natuurlijke' concentraties rivierwater voor de berekening van de referentiewaarden in de zuidelijke Noordzee

- 2.33 -

Voor een onderling vergelijk van de omvang van puntbronnen met de inbreng van stoffen via de atmosfeer en het instromende oceaanwater is in tabel 2.7 voor een aantal stoffen een samenvattend overzicht opgenomen. Het overzicht geeft aan dat de inbreng van stoffen via puntbronnen vanuit de kustzones, voor een belangrijk deel (40-50%) via de Nederlandse kust plaatsvindt. Uit tabel 2.3 blijkt dat dit direct samenhangt met de aanbreng van stoffen via rivieren als de Schelde, Maas, Rijn en Eems. Op basis van de hoeveelheid instromend rivierwater en de hiervoor afgeleide 'natuurlijke' gehalten (tabel 2.6) is een schatting gemaakt van de 'natuurlijke' belasting door puntbronnen. Deze referentiehoeveelheid is eveneens in tabel 2.7 opgenomen. De ingebrachte hoeveelheid stoffen is voor vrijwel alle beschouwde stoffen een orde hoger dan hetgeen op basis van de 'natuurlijke' afwatering van rivieren mag worden verwacht. Uit de tabel kan worden afgeleid dat in 1980 de via de kust aangevoerde hoeveelheid zware metalen Cd, Hg, Pb, Cu en Zn, ca. 40-50% van de totale aanvoer betrof. Voor N, P en Cr is dit aandeel geringer (ca. 30-35%). Het aandeel van de atmosferische belasting is het hoogst voor Pb en Zn (resp. 40 en 30%). Zoet water

Zw. stof

ku3/j

1000 t/j

1000 t/j

19

4690

196

66

7

110

3803

Duitse kust

52

1357

Deense kust

-

-

Inbreng van stoffen via:

Engelse kust Belgische kust

0,6

Nederlandse kust

totaal (1980) totaal (referentie)

182

9916

(182)

(3640)

atmosfeer

N

P

Cd

Hg

Pb

Cu

Zn

Cr

1000 t/j

t/i

t/j

t/j

t/j

t/j

t/j

48,4

20,2

1106

1152

4152

0,1

246

5

131

4

1165

1125

7629

1523

244

640

4428

266

32

21

140

21

28

583

1,2 72,5

134,8

1.1 20,9

309

25,1

20,7

9,1

10

0,3

3,6

-

695

1105

127

208

51,2

2793

2943

16480

2509

(273)

(18,2)

(12,7)

(7.3)

(619)

(510)

(2548)

(546)

220

10

66

8,8

2420

1320

8806

66

Kanaal

4766

23930

957

120

129

15,8

813

1914

3493

3254

N. Atlantische 0.

5899

5899

767

112

147

15,9

295

1652

2537

2242

totaal (1980)

39745

3049

369

505

91,7

6321

7829

31316

8071

totaal (referentie)

(33469)

(2217)

(260)

(355)

(47,8)

(4147)

(5396)

(17384)

(6108)

antropogene fractie

16%

27%

30%

35%

48%

34%

31%

44%

24%

Tabel 2.7

10867

Overzicht van bronnen op de zuidelijke Noordzee (opp. 219900 km ) en een schatting van het antropogene aandeel

- 2.34 -

2

Verspreiding van verontreinigingen

Het transport van opgeloste verontreinigingen komt in principe overeen met het transport van watermassa's en kan derhalve op een zelfde wijze worden gesimuleerd als beschreven in paragraaf 2.3. Het transport van particulair gebonden stoffen is echter gekoppeld aan het slibtransport (zie hoofdstuk 3). Dit transport kan vanwege de uitwisseling met de bodem via sedimentatie en erosie in belangrijke mate afwijken van het transport van watermassa's. Vanwege het ontbreken van gedetailleerde kennis op het gebied van slibtransporten is een nauwkeurige beschouwing van de relatie tussen de inbreng van stoffen en de waterkwaliteit van de Noordzee

vooralsnog

niet mogelijk. Een extra complicerende

factor is

tevens de interactie tussen de opgeloste en particulaire vormen van verontreinigingen. Deze interactie is afhankelijk van factoren als de saliniteit, temperatuur, pH, e.d., waardoor met name bij de overgang van het zoete rivierwater naar het zoute zeewater belangrijke veranderingen in de vorm van de verontreinigingen kunnen plaatsvinden. Ook kunnen seizoensvariaties de verhouding opgelost vs. gesuspendeerd in belangrijke mate beinvloeden.

Enerzijds vanwege het bovengenoemde gebrek aan kennis, en anderzijds omdat de gegevens van bronnen gebaseerd zijn op het totaal gehalten (dus opgelost + gesuspendeerd), is bij de analyse van de verspreiding van verontreinigingen geen onderscheid gemaakt in opgeloste en gesuspendeerde stoffen.

Analoog aan de verspreiding van watermassa's (paragraaf 2.1.3) is met het waterkwaliteitsmodel DELWAQ voor de eerder genoemde stoffen de ruimtelijke verspreiding in de Zuidelijke Noordzee berekend op basis van de volgende uitgangspunten:

- 2.35 -

Stromingssituatie: wintersimulatie ESTFLO (debieten tabel 2.1) Rivierdebieten

: jaargemiddelde 1980 (tabel 2.2) jaargemiddelde 1980, zonder retentie in estuaria en kustwateren (tabel 2.3)

Lozingssituatie

Instromende conc. Kanaal en N.Atl. : referentiewaarden (tabel 2.5) Atm.belasting

: schattingen TNO, RIZA, WL (tabel 2.4)

Processen

: conservatief gedrag

De resultaten van de berekende concentratieverdeling voor de Zuidelijke Noordzee zijn weergegeven in figuur 2.23 voor N, P, Cd, Hg, Pb, Cu, Zn en Cr. Vanwege het verwaarlozen van sedimentatie mag worden verwacht dat over het algemeen een te hoge concentratie zal worden berekend. Uit een globaal vergelijk met meetgegevens (tabel 2.8) blijkt dat de berekende concentraties weliswaar aan de hoge kant zijn, maar dat deze, mede in het licht van de beperkingen van de uitgangspunten, toch vrij behoorlijk overeenkomen met gemeten concentraties.

waargenomen

berekend

N

0,2 - 1 , 0

0,25 -

P

0,03-0,2

0,03 - 0,2

Cd

0,09-0,15

0,04 - 0,20

Hg

0,01-0,06

0 , 0 0 5 - 0,03

Pb

1,0 - 1 , 8

0,5

- 2,0

Cu

1,0 - 2 , 2

0,5

- 2,0

Zn

2,1 - 9 , 0

2

-10

Cr

0,5 - 2 , 3

1

- 3

Tabel 2.8

Vergelijk van waargenomen [7, 8, 14, 20], en berekende concen-

1,0

mg/l

IJg/l

traties van diverse stoffen van de Nederlandse kust (10-40 km)

2.36 -

r"^ s

x

i

/

is È jk

b.!. . _ 2

In (.»-•'

n£

D-jrck; w

f

r

/-

'ff

-••^

Figuur 2 «23

]

ir

\

H)

Cr (ju?'

.„*£._*

concentratieverdexiu :

«;>>

f ' a ) s fosfor ( b ) , ca

./iu,.,:

' > ) , ! v-j t r ( ' ; , • \c\i. (ƒ>) en chroom (

• .' aal ie l Kk

, . ' v' ..

••--. \

f:--'Vi en gt.i> ' ü a i e ^ r d e waterbel-o

~C "f,.

- 2.37 -

De berekende concentraties voor de Belgische en Zeeuwse kust zijn over het algemeen te laag in vergelijking met de waargenomen concentraties. De oorzaak van deze afwijking is terug te voeren op de te geringe verspreiding van Rijnwater in zuidelijke richting en/of de ophoping van Scheldewater in het Deltagebied (zie tevens paragraaf 2.3.1).

2.4.3

Invloed processen Aangezien de beschouwde stoffen over het algemeen via sedimentatie uit de waterfase verdwijnen en de teruglevering vanuit de bodem gemiddeld lager is dan de sedimentatiehoeveelheid, mag worden verwacht dat de berekende concentraties voor de beschouwde situatie een bovengrens aangegeven. Via een simulatie met een Ie orde verdwijnterm is nagegaan hoe groot de invloed van een dergelijk proces op de concentratieverdeling kan zijn.

In figuur 2.24 zijn de berekeningsresultaten

gepresenteerd voor de

verspreiding van Cd met en zonder invloed van sedimentatie. De bij deze berekening aangehouden Ie orde sedimentatiesnelheid (K = 0,01/dag), waarbij per dag 1% van de stof uit de waterfase verdwijnt, heeft vooral invloed op die delen van de Noordzee waar de verblijftijd relatief lang is. Uit de leeftijdfuncties (paragraaf 2.3.2) blijkt dat vooral de Doggersbank en de Duitse Bocht gebieden zijn met een grote verblijftijd. Uit een vergelijk tussen figuur 2.24a en b kan worden afgeleid dat de afname van de concentratie ten gevolge van het Ie orde sedimentatieproces in deze gebieden het grootst is, waarbij de concentratie kan afnemen tot ca. 1/4 van de concentratie behorende bij het conservatieve gedrag. Vanwege de kortere verblijftijd is de invloed van het beschouwde proces op de concentraties voor de Nederlandse kust geringer, waardoor ongeveer een halvering van de concentraties wordt bewerkstelligd. Ten noorden van de Waddenzee neemt de invloed duidelijk toe. Opgemerkt dient te worden dat het beschouwde proces geen weergave is van de werkelijkheid aangezien geen rekening is gehouden met ruimtelijke verschillen (niet ieder gebied is een sedimentatiegebied). Ook is geen onderscheid gemaakt in het opgeloste en particulaire deel (alleen het particulaire deel is bezinkbaar). De resultaten zijn derhalve slechts indicatief.

- 2.38 -

WINTER

WINTER

Figuur 2.24

Berekende concentratieverdeling voor cadmium zonder (a) en met (b) een Ie orde sedimentatiesnelheid (K = 0,01/dag)

Hoewel een meer gedetailleerdere beschouwing van processen mogelijk Is, waarbij tevens rekening wordt gehouden met seizoensvariaties, is dit vooralsnog achterwege gelaten bij de beschouwing van de relatie bronnen-waterkwaliteit. In het kader van de relatie waterkwaliteit-bodemverontreiniging (hoofdstuk 3) en de analyse van de relatie nutriënten-primaire produktie (hoofdstuk 5) wordt een aantal van deze processen nader geanalyseerd.

2.4.4

Analyse antropogene invloeden

Voor zowel de nutriënten (N en P ) , als de zware metalen (Cd, Hg, Pb, Cu, Zn en Cr) is berekend in welke mate de concentraties in de Zuidelijke Noordzee worden beinvloed door de antropogene belasting. Hiertoe is de referentieconcentratie van de Noordzee berekend op basis van de concentraties van het instromende water via het Kanaal en de Noord-Atlantische oceaan, alsmede de 'natuurlijke' concentraties van het instromende rivierwater. Een overzicht van de hiervoor gebruikte concentraties is opgenomen in tabel 2.2. Uit de aldus berekende referentieconcentraties ( C f ) en de eerder berekende concentraties voor de lozingssituatie 1980 (CQQ) is voor iedere locatie de antropogene fractie (A) bepaald op basis van de relatie: C80(x,y) - Cref(x,y) A(x,y) =

C80(x,y)

- 2.39 -

Figuur 2.25

Berekende antropogene fracties voor stikstof (a), fosfor (b), cadmium (c), kwik (d), lood (e), koper (f), zink (g) en chroom (h) voor lozingssituatie 1980 [30] op basis van schatting voor 'natuurlijke' omvang van bronnen (tabel 2.5 en 2.6), gesimuleerde waterbeweging voor wintersituatie

- 2.40 -

In figuur 2.25 is voor de genoemde stoffen de antropogene fractie in de berekende concentratie voor de lozingssituatie 1980 weergegeven. Uit de figuur kan worden afgeleid dat in grote delen van de Zuidelijke Noordzee het antropogene aandeel in de concentratie van Cd, Hg, Pb en Zn meer dan 50% bedraagt. In de Nederlandse kuststrook (tot ca. 30 km) is dit aandeel zelfs meer dan 70% voor Cd, Hg en Zn. Hoewel de antropogeniteit van N, P, Cu en Cr geringer is dan van de eerder genoemde stoffen, zijn de concentraties in de Nederlandse kuststrook ook voor deze stoffen voor meer dan 50% afkomstig van menselijke activiteiten.

Opgemerkt dient te worden dat bij de analyse van de antropogeniteit het aandeel van menselijke activiteiten in de atmosferische belasting niet in beschouwing is genomen, zodat de antropogene invloed op de concentratie in de Noordzee mogelijk nog hoger is dan via deze berekeningsresultaten wordt aangegeven. Dit geldt met name voor Pb en Zn. De berekende antropogene invloed kan tevens hoger zijn doordat bij het bepalen van de 'natuurlijke' concentratie van het rivierwater gebruik is gemaakt van de sedimentsamenstelling van de Rijn in 1900, die mogelijk reeds verontreinigd was.

5

Analyse concentratie-opbouw De relatieve bijdrage van bronnen aan de berekende concentraties voor de Zuidelijke Noordzee is nader geanalyseerd en, als voorbeeld, voor cadmium weergegeven in de figuur 2.26. Uit deze figuur kan worden afgeleid dat het procentuele aandeel in de cadmiumconcentratie voor de Nederlandse kust voor meer dan 50%, zelfs oplopend tot 90%, afkomstig is van de inbreng van stoffen via de Nederlandse kust. Het overige deel kan worden toegeschreven aan de instroming vanuit het Kanaal. In de Duitse Bocht is 10-30% van het cadmium afkomstig van het Kanaal, 30-50% van de inbreng via de Nederlandse kust en 10-70% van de inbreng via de Duitse kust. In het meer centrale deel van de Zuidelijke Noordzee is 10-30% van het cadmium afkomstig van de inbreng via de Engelse kust, 50-80% vanuit het Kanaal en de Noord-Atlantische Oceaan en 10-20% vanuit de atmosfeer.

- 2.41 -

Figuur 2.26

Berekende percentuele herkomst van cadmiumconcentraties in de Zuidelijke Noordzee voor lozingssituatie 1980 en gesimuleerde waterbeweging voor wintersituatie

- 2.42 -

WINTER

Figuur 2.27

ZOMER

Berekende concentratieverhoging ten gevolge van atmosferische belasting (1 kg/km2.jr)

De atmosferische bijdrage in de concentratie-opbouw is afzonderlijk beschouwd in de figuur 2.27. In deze figuur is de berekende concentratieverhoging

ruimtelijk

weergegeven.

De

in

deze

berekening

aangehouden

atmosferische belasting is 1 kg/km /jaar. Uit de figuur blijkt dat de atmosferische invloed het grootst is in die gebieden waarin zich het oudste water bevindt (zie leeftijdfuncties paragraaf 2.3.2). In tabel 2.9 is per stof de berekende maximale concentratieverhoging opgenomen, waarbij is uitgegaan van de in tabel 2.4 vermelde atmosferische belastingen. Ter vergelijk is tevens de concentratie van het instromende Kanaal en Noord-Atlantisch water vermeld. Hieruit blijkt dat de atmosferische inbreng relatief groot is voor Pb en Zn. Opgemerkt dient te worden dat dit beeld kan worden verstoord door processen als sedimentatie of afbraakprocessen die ook

in deze gebieden de grootste invloed hebben

(paragraaf 2.4.3). Tevens kan een niet homogene verdeling van de atmosferische belasting resulteren in een andere verdeling van de concentratieverhoging ten gevolge van de atmosferische belasting.

- 2.43 -

Stof

Doggersbank

Duitse Bocht

berekende

aandeel

berekende

aandeel

concentratie

atmosfeer

concentratie

atmosfeer

0,15

0,02

0,8

0,04

P

0,02

0,0009

0,08

0,0018

Cd (ug/1)

0,03

0,1

0,012

Hg

0,005

0,0008

0,02

0,0016

Pb

0,3

0,22

1,5

0,44

N

(mg/l)

• 0,006

Cu

"

0,4

0,12

Zn

"

1,5

0,8

0,5

0,006

Cr

Tabel 2.9

0,24 10 1,5

1,6 0,012

Berekende invloed van atmosferische belasting nabij de Doggersbank en in de Duitse Bocht voor diverse stoffen

Een meer gedetailleerd beeld omtrent de concentratie-opbouw is weergegeven in de figuren 2.28 en 2.29. In deze figuren is langs respectievelijk 53° en 54° NB aangegeven aan welke bronnen de berekende concentraties kunnen worden toegeschreven. Hierbij is onderscheid gemaakt in: 1. randen (Kanaal en Noord-Atlantisch), 2. atmosfeer, 3. rivieren (natuurlijk deel), 4. antropogene belasting via de Nederlandse kust, 5. overige antropogene belasting.

Uit de figuren kan worden afgeleid dat de antropogene belasting via de Nederlandse kust resulteert in een niet te verontachtzamen concentratieverhoging voor de Waddenzee en de Duitse Bocht. De antropogene belastinginbreng via de Engelse kust beïnvloed vooral het meer centrale deel van het Nederlands Continentale Plat, terwijl de concentraties in de Duitse Bocht in belangrijke mate worden verhoogd door de antropogene inbreng ter plaatse.

- 2.44 -

53 ril

«.na-

B)

».«7-

i

«.««o.os•1.04-

*.m-

0.61-

d

a.is

2S

50

75

lOl)

125

iSt

|?5

15»

)7S

206

225

25<4

27S

ö

25

5»

75

t««

125

1S«

175

2«il

0

25

5*

75

1»

125

15* 175 iM

225

258

275

O

*.a* y , ^ , •

35

1.35-

Se

75

10*

125

2tf«t 225

35»

E)

275

1

I.M-

LA

8 3

o.s«D.3S-

t.tf

SB *

25

S«

7S

!<•

IH

IS»

|7S

iH

225

2S<

275

•

2S

S»

7S

IM

125

15»

175

3»0

22S

250

375

Q ANTROPOGENE BELASTING VIA 06

NE0ERLAN0SE KUST

(t3 OVERIGE ANTROPOGENE

BELASTING

Q

AANDEEL)

RIVIEREN (NATUURLIJK

225 25» 275

175 200 235 JSO J75 i :E Ndep-

DD ATMOSFEER O

RANOEN ( KANAAL * NOORD ATLANTISCHE

Figuur 2.28

OCEAAN )

Berekende concentratie-opbouw voor diverse stoffen langs 53" NB voor lozingssituatie 1980 en gesimuleerde waterbeweging voor wintersituatie

- 2.45 s« III

S-l III

A)

).»'

» . » » •

B)

a.5-

ï

I

i

2.»-

1.5-

i

I

».is-

o.i»-

e.»s•

^

».M-

1.»-

aM

M«

«- G)

,

I

3i*

1

1 „•

Ë

^JÊ

10

•-

4111

SM

Ml

Q

ANTROPOGENE BELASTING VIA 0E NEDERLANDSE KUST

0

OVERIGE ANTROPOGENE

BELASTING

Q

RIVIEREN (NATUURLIJK

AANOEEL)

—Ndcp-

QO ATMOSFEER O

RANOEN ( KANAAL • NOORO ATLANTISCHE

Figuur 2.29

OCEAAN )

Berekende concentratie-opbouw voor diverse stoffen langs 54' NB voor lozingssituatie 1980 en gesimuleerde waterbeweging voor wintersituatie

- 2.46 -

6

Analyse lozingssituatie 1990 Op basis van de uit de regionale waterkwaliteitsplannen afgeleide ontwikkelingen in de lozingssituatie zijn tevens berekeningen uitgevoerd voor een mogelijke lozingssituatie 1990 [30]. Uitgegaan is van het scenario waarbij wordt verondersteld dat voor de Nederlandse lozingen de saneringsmaatregelen worden uitgevoerd conform de in de regionale waterkwaliteitsplannen geplande saneringsmaatregelen. Tevens is verondersteld dat de via de

rivieren

aangevoerde

grensoverschrijdende

verontreinigingen

vanuit

Duitsland en België zich ontwikkelen overeenkomstig de waargenomen trends over de periode 1978-1983 [30].

In tabel 2.10 is een overzicht opgenomen van de veranderingen in de belasting van de Noordzee door bronnen vanaf de Nederlandse kust voor 1980, een voorzichtige schatting voor 1990 en de referentiehoeveelheid. Uit deze tabel kan worden afgeleid dat duidelijke afnamen in de belasting worden verwacht

voor alle beschouwde zware metalen. De doorwerking van deze

reductie op het antropogene aandeel in de concentraties van de Noordzee is via modelsituaties berekend analoog aan de simulatie voor de lozingssituatie 1980.

1980

1990

ref.

N P

583 73

558

165 11

Cd

135

72

7,7

t/j

Hg Pb

21

11

4,4

t/j

1165

629

373

t/j

Cu

1125

731

308

t/j

Zn Cr

7629

4505

1540

1523

523

330

t/j t/j

Tabel 2.10

Overzicht van de totale inbreng van stoffen vanuit de Neder-

65

1000 t/j 1000 t/j

landse kust voor 1980, een voorzichtige schatting voor 1990 en de beschouwde referentiebelasting [30]

- 2.47 -

In figuur 2.30 is een overzicht opgenomen van de percentages van het oppervlak van zowel het N.d.c.p. als van de Noordzee ten zuiden van 56° NB waar de concentraties van de beschouwde stof voor meer dan 50% antropogeen is. In de figuur is zowel het procentueel oppervlak voor 1980 als voor 199Ó opgenomen. Uit de resultaten kan worden afgeleid dat de antropogeniteit van de beschouwde metalen in de Nederlandse kustzone duidelijk wordt gereduceerd. Hoewel de invloed van het terugbrengen van de lozingshoeveelheid vanuit de Nederlandse kust op de totale Noordzee ten zuiden van 56° NB geringer is dan voor het N.d.c.p., is er duidelijk sprake van een afname in de antropogeniteit.

°/0 opp. Ndcp

°/o opp.NZ (<56°NB) • 32

| .

1 24

i

•

i

24

<

16

16

::

•

:

•

••

8

•

1

: 0

N

P

Figuur 2.30

1

.

8 '

•

'

»

!

•

• 1980 *1990

Cd Hg Pb Cu Zn Cr

0

! N

P

Cd Hg Pb Cu Zn Cr

Overzicht van de antropogene beïnvloeding van diverse stoffen binnen het N.d.c.p. (a) en de Noordzee ten zuiden van 56" NB (b); 50% antropogeniteit

5

DISCUSSIE EN CONCLUSIES De resultaten van de in dit hoofdstuk beschreven analyse ter onderbouwing van het WKP-Noordzee dienen te worden gezien als een eerste aanzet om te komen tot een instrumentarium waarmee de invloed van bronnen van verontreiniging op de waterkwaliteit van de Noordzee kan worden bestudeerd. Ondanks diverse beperkingen kan uit de huidige resultaten worden afgeleid dat het gebruik van numerieke modellen, voor zowel de waterbeweging als het transport en gedrag van stoffen, een belangrijke bijdrage kan leveren

- 2.48 -

in het vergroten van het inzicht in de factoren die de waterkwaliteit van de Noordzee beinvloeden. Belangrijke beperkingen van de huidige modeltoepassingen zijn o.a.: - het berekenen van het transport van stoffen op basis van getijgemiddelde stroming (reststroom) - het beschouwen van 'steady-state' situaties door aan te nemen dat stromingen en bronnen niet veranderen in de tijd - het verwaarlozen van de invloed van uitwisselingsprocessen met de bodem - het niet beschouwen van inhomogeniteiten over de verticaal, veroorzaakt door dichtheidsverschillen (temperatuur, saliniteit) - de onnauwkeurigheid van de omvang van bronnen van verontreiniging en het verwaarlozen van 'verliezen' in estuaria - de vrij grove discretisatie van 10 x 10 km voor kustgebieden. Vanwege bovengenoemde beperkingen is het niet mogelijk geweest om de waterkwaliteit van de Noordzee in detail te simuleren. De resultaten van deze analyse betreffen daardoor het meer grootschalige transport van verontreinigingen in de Zuidelijke Noordzee over langere tijdschalen (meer dan 0,5 jaar). Locale verschijnselen in de kustzones en in de omgeving van bronnen, alsmede extreme omstandigheden in de waterbeweging en de omvang van bronnen zijn niet beschouwd. Een beperking die vooral van belang kan zijn indien de berekende concentraties worden gebruikt voor het bepalen van de ernst van verontreiniging voor het ecologisch functioneren van de Noordzee. Ondanks deze beperkingen hebben de resultaten van de in dit hoofdstuk beschreven analyse bijgedragen aan het inzicht in het transport en de verspreiding van verontreinigingen in de Noordzee en de invloed van diverse bronnen op de waterkwaliteit. Verdeling en leeftijd van watermassa's Uit het beschouwde transport van watermassa's is gebleken dat het water voor de Nederlandse kust (0-60 km) vooral afkomstig is van het via het Nauw van Calais binnenstromende Kanaal water. Bij het voorbij stromen langs de kust wordt dit water vermengd met het instromende rivierwater van de Schelde, Rijn en Maas, waarbij de fractie rivierwater tot ca. 25% kan oplopen. Het overige deel van het N.d.cp. is een mengsel van Kanaal en

- 2.49 -

Noord-Atlantisch water, terwijl tevens het water van de Engelse rivieren door dit gebied stroomt. De fractie rivierwater in dit deel van de Noordzee is overigens gering (< 1,0%). Uit de berekende leeftijd van het water blijkt dat het water, dat het langst in het beschouwde deel van de Noordzee verblijft, zich bevindt nabij de Doggersbank en in de Duitse Bocht. De leeftijd van dit water kan in. deze gebieden oplopen tot meer dan 300 dagen vanaf het moment van instromen. Uitgaande van de beschouwde gemiddelde waterbeweging wordt het N.d.c.p. vrijwel niet beinvloed door de afvoer van de Duitse rivieren Eems, Wezer en Elbe. De Duitse Bocht ontvangt evenwel naast het water van deze rivieren tevens het water van de Schelde, Rijn, Maas en Engelse rivieren.

Verspreiding van verontreinigingen Uit de verspreiding van verontreinigingen kan worden afgeleid dat de hoogste concentraties van de totaal (opgelost en gesuspendeerd) gehalten van N, P, Cd, Hg, Pb, Cu en Zn worden berekend voor de kustzones. Met name de Nederlandse kust (0-60 km) en de Duitse Bocht zijn vanwege de grote aanvoer vanuit de rivieren het sterkst verontreinigd. Ondanks het niet in rekening brengen van de invloed van processen (o.a. bezihking) blijkt dat de voor de Nederlandse kust berekende concentraties in grote lijnen overeenkomen met de waargenomen gehalten. Uit een indicatieve berekening blijkt dat de invloed van processen het grootst is in de gebieden met het oudste water. Voor deze gebieden (Doggersbank en Duitse Bocht) is de inwerkingsduur van processen het grootst. Aangezien alleen totaal (opgelost en gesuspendeerd) gehalten zijn beschouwd is voor de beschouwde stoffen de uitwisseling met de bodem (sedimentatie/erosie) het belangrijkste proces waardoor de concentratie wordt beinvloed. Teruglevering

van gesedimenteerde

verontreinigingen naar de

waterfase kan tijdelijk en/of locaal hogere concentraties tot gevolg hebben dan op basis van deze simulaties is berekend. Gemiddeld over langere perioden (orde 1 jaar) zal het proces resulteren in een verlaging van de concentratie, tenzij er sprake is van netto erosie (Vlaamse Banken).

- 2.50 -

Evaluatie van de ernst van verontreinigingen Ondanks de eerder genoemde beperkingen zijn de berekende concentratieverdelingen een belangrijke basis voor een eerste evaluatie van de ernst van verontreinigingen in de zuidelijke Noordzee. Met de in hoofdstuk 7 afgeleide critische niveaus is op basis van deze concentratieverdelingen aan te geven voor welke gebieden de beschouwde stoffen onder gemiddelde omstandigheden een bedreiging vormen voor het ecologisch functioneren (zie verder hoofdstuk 8).

Evaluatie van de herkomst van verontreinigingen Uit de berekende opbouw van concentraties kan worden afgeleid dat de concentraties in de kustzones in belangrijke mate worden beinvloed door de inbreng van stoffen ter plaatse. Buiten de directe kustzones worden de concentraties vooral bepaald door de kwaliteit van het instromende NoordAtlantisch en Kanaal water en (in mindere mate) door de atmosferische belasting. Het relatieve aandeel van de atmosferische belasting is het grootst voor Pb en Zn en kan in gebieden met het oudste water (Doggersbank en Duitse Bocht) een bijdrage aan de concentratie-opbouw leveren die van een zelfde omvang is als de bijdrage van het instromend Noord-Atlantisch en Kanaal water. Voor de overige beschouwde stoffen is de bijdrage van de atmosferische belasting betrekkelijk gering. De concentratiebijdrage als gevolg van de inbreng van de 'natuurlijke' belasting door rivierinstromingen is vrijwel verwaarloosbaar buiten de kustzones. In de kustzones is deze bijdrage van een zelfde omvang als die van het Noord-Atlantisch en Kanaal water, met uitzondering van Cd waarvoor het aandeel van de 'natuurlijke' belasting van rivieren beduidend kleiner is.

De bijdrage in de concentratie-opbouw van de antropogene belasting (richtjaar 1980) is het grootst in de kustzones. Met name voor Cd, Hg en Zn kan het antropogene aandeel in de concentratie voor de Nederlandse kust en in de Duitse Bocht oplopen tot meer dan 70%. Voor N, P, Cu, Pb en Cr is het antropogene aandeel weliswaar geringer maar ook voor deze stoffen is de concentratie in grote delen van kustzones voor meer dan 50% van antropogene herkomst.

- 2.51 -

Voor Pb, Cu, Zn en Hg wordt door Engelse lozingen een belangrijke bijdrage geleverd aan het antropogene deel van de concentratie, niet alleen nabij de Engelse kust maar tevens in het water dat door het noordelijk deel van het N.d.c.p. naar de Duitse en Deense kust stroomt.

Evaluatie van te verwachten ontwikkelingen in lozingssituatie Uit de analyse van de lozingssituatie zoals die in 1990 wordt verwacht voor de Nederlandse bronnen van verontreiniging blijkt dat voor Cd, Hg en in mindere mate Pb, Cu, Zn en Cr een belangrijke vermindering van het verontreinigingsniveau wordt berekend. De verwachte verandering

in de

nutriënten (N, P) niveaus zijn betrekkelijk gering.

Aandachtspunten voor verbetering van de analyse Hoewel het in het kader van deze analyse toegepaste (model) instrumentarium reeds van nut is geweest bij het opstellen van het WKP-Noordzee, is het voor een verdere analyse van de invloed van bronnen op de waterkwaliteit van de Noordzee noodzakelijk om meer aandacht te besteden aan:

• de invloed van variabiliteit in het stromingsgedrag onder invloed van getij en wind • de oorzakelijke achtergrond van de verspreiding van zoet water voor de Zeeuwse en Belgische kust • de invloed van inhomogeniteiten over de verticaal (stratificatie) op het transport van stoffen • de invloed van uitwisseling met de bodem (erosie, sedimentatie e.d.) en andere processen • de invloed van processen in estuaria en kustgebieden • de invloed van de variabiliteit in de aanvoer van verontreinigingen en in het bijzonder een beschouwing van extreme situaties. Voor een betere schatting van de mate van antropogene beïnvloeding van de waterkwaliteit is meer kennis nodig omtrent de 'natuurlijke' gehalten van de afzonderlijke rivieren die op de Noordzee afwateren.

- 2.52 -

Voor een betere evaluatie van de Invloed van diverse bronnen is meer , kennis nodig omtrent de omvang van deze bronnen en de variabiliteit over het jaar. Tevens dient de bronneninformatie naast totaalgehalten gegevens te bevatten omtrent de verdeling over opgelost en gesuspendeerd.

Voor een betere evaluatie van de toekomstige verontreiniging van de Noordzee is niet alleen kennis noodzakelijk van de te verwachten ontwikkeling in de Nederlandse bronnen, maar tevens van; de buitenlandse bronnen.

- 3.1 -

3:

RELATIE WATERKWALITEIT EN BODEMVERONTREINIGING

3.1

INLEIDING De meeste verontreinigende stoffen kunnen zich hechten aan slib, waardoor het transport van deze stoffen niet alleen wordt bepaald door het transport van water, maar tevens door de uitwisseling met de bodem. Afhankelijk van het gedrag van de door getij, wind en golven geïnduceerde stromingen en turbulenties, kan het slib, en daarmee de particulair gebonden stoffen, bezinken en weer in suspensie komen. Als gevolg van deze uitwisseling met de bodem en de variaties in de waterbeweging zowel qua richting als snelheid, heeft het slibtransport een eigen karakter dat In belangrijke mate kan afwijken van het transport van opgeloste stoffen.

Stoffen waarvan het transport en gedrag in belangrijke mate wordt beinvloed door het gedrag van de slibdeeltjes waaraan deze stoffen zijn geadsorbeerd, betreffen o.a. - zware metalen - organische microverontreinigingen - radio-actieve stoffen - fosfor. Het gedrag van verontreinigingen is tevens afhankelijk van de interactie tussen wateren slibfase, waarbij adsorptie- en desorptieprocessen afhankelijk zijn van factoren als pH, saliniteit, temperatuur, slibconcentraties e.d.

Met de in dit hoofdstuk beschreven analyse van de relatie waterkwaliteit en bodemverontreiniging is beoogd meer inzicht te verkrijgen In de verspreiding van gesuspendeerde verontreinigingen en de mate waarin de waterkwaliteit en bodemverontreiniging elkaar beïnvloeden. In figuur 3.1 is schematisch aangegeven welke aspecten van belang zijn voor de bestudering van de verspreiding van verontreinigingen die zich aan slib kunnen binden en die derhalve zowel voor de waterkwaliteit als de bodemverontreiniging van belang zijn.

- 3.2 -

BRONNEN VAN VERONTREINIGING

1

METEOROLOGIE (WIND)

WATERBEWEGING EN MENGING

OPGELOSTE VERONTREINIGINGEN

|

1

GESUSPENDEERDE VERONTREINIGINGEN

GOLVEN

SLIBTRANSPORT

*

1

>

Figuur 3.1

1 1

J

1

BODEM VERONTREINIGING

*

Aspecten die het transport van verontreinigingen bepalen

Evenals voor opgeloste stoffen is het transport van gesuspendeerde stoffen direct afhankelijk van de waterbeweging en menging. In hoofdstuk 2 is verondersteld dat het transport van opgeloste stoffen op lange termijn vooral wordt bepaald door het getijgemiddeld stroombeeld (aangeduid als reststroom). Voor gesuspendeerde stoffen, die in bepaalde fasen van het getij sedimenteren en vervolgens bij toenemende stroomsnelheden weer opwervelen, kunnen asymmetriën in zowel concentratieverloop als getijstroom een netto transport veroorzaken dat afwijkt van het transport op reststroombasis. Ook variabiliteiten in door wind en golven geïnduceerde stromingen en turbulenties kunnen het lange termijn slibtransport in belangrijke mate beïnvloeden.

Een nadere analyse van het slibtransport kan een belangrijke bijdrage leveren aan een beter inzicht in de verspreiding van verontreinigingen vanwege de adsorptieve eigenschappen die slibdeeltjes bezitten ten aanzien van verontreinigingen. In het kader van deze analyse is de complexiteit van het slibtransport in getijgebieden nader aangegeven (paragraaf 3.2) en is vervolgens getracht om op basis van waargenomen zwevend-stofconcentraties voor de Nederlandse kust meer inzicht te verkrijgen in de oorzake-

- 3.3 -

lijke achtergronden van het zwevend-stofgedrag (paragraaf 3.3). Tevens is nagegaan in hoeverre numeriek modelonderzoek bij kan dragen in het kwantificeren van het slibtransport in de Zuidelijke Noordzee (paragraaf 3.4). De verspreiding van verontreinigingen kan worden gerelateerd aan slibtransport door het beschrijven van de interactieprocessen tussen verontreinigingen in oplossing en verontreinigingen in de vaste fase (paragraaf 3.5). In dit verband zijn als belangrijke processen ad- en desorptie te noemen, maar tevens de binding van stoffen aan organisch materiaal via primaire produktie. De mate van verontreiniging van het zwevend-stof in de Noordzee fungeert als belangrijkste randvoorwaarde voor een beschouwing van de te verwachten bodemverontreiniging

(paragraaf 3.6). Tevens komt de teruglevering van

contaminanten vanuit de bodem via resuspensie en poriënwateruitwisseling aan de orde, waardoor de waterkwaliteit op lange termijn kan worden beïnvloed. Om meer inzicht te krijgen in de lange termijn gevolgen van de inbreng van stoffen op de wateren bodemverontreiniging zijn voor zwevend-stof depositiegebieden oriënterende berekeningen uitgevoerd naar de accumulatie van verontreinigingen in de bodem.

SLIBTRANSPORT 1

Problematiek, kennisniveau en beperkingen van de studie

'Het bestuderen van het transport van slib kan worden beschouwd als een belangrijke basis voor het bepalen van de verspreiding van verontreinigingen die aan slib zijn gebonden. Hoewel het slib onder invloed van stroming en menging wordt getransporteerd, heeft het slib dat tijdelijk bezinkt en zich derhalve in perioden aan het transport in de waterfase onttrekt een eigen transportkarakter, dat wordt bepaald door een samenspel van waterbeweging en uitwisselingsprocessen tussen water en bodera. Nabij de bodem worden over het algemeen verhoogde concentraties slib gevonden, wat is gerelateerd aan het sedimentatieproces en de uitwisseling met de bodem. De gedeeltelijke uitzakking

(sedimentatie) van het slib

tezamen met een niet-homogene verdeling in de waterbeweging heeft tot gevolg dat het over de waterkolom gemiddelde transport in belangrijke mate

- 3.4 -

kan afwijken van het transport van een uniform over de verticaal verdeelde stof.

Bovengenoemde fenomenen vereisen voor het kwantificeren van slibtransport naast kennis van waterbeweging kennis omtrent: • de omvang en variabiliteit van sedimentatie en erosie onder invloed van stromingen en turbulenties veroorzaakt door getij, wind en golven; • inhomogeniteiten over de verticaal van de waterbeweging en slibconcentraties.

Sedimentatie van zwevend-stof Metingen van sedimentgedrag worden uitgedrukt in verschillende parameters. Een operationele parameter is de zwevend-stofconcentratie, te omschrijven als de anorganische en organische vaste bestanddelen die bij monstername in de waterkolom worden aangetroffen na filtratie over een 0,45 uva filter. Onder Noordzee-omstandigheden zal het zwevend-stof voor een groot deel uit slib (< 16, 20, 63 um, afhankelijk van definiëring) bestaan. Het sedimentatie-erosie proces dat zich in de waterkolom en aangrenzende bodem afspeelt, bepaalt in belangrijke mate het gedrag van zwevend-stof. Erosie komt aan de orde bij de beschouwing van critische erosiesnelheden (paragraaf 3.4). Sedimentatie is gerelateerd aan de valsnelheid van de zwevend-stofdeeltjes. De valsnelheid van de zandfractie in het zwevendstof is vooral afhankelijk van de deeltjesdiameter (korrelgrootte) via de wet van Stokes [90]. Voor de slibfractie is de omschrijving van de valsnelheid minder eenvoudig. De complicatie is te wijten aan colloidale verschijnselen [46] en kleimineraal gedrag [12]. Dit komt tot uitdrukking in het gedrag van slibdeeltjes via het verschijnsel flocculatle (vlokvorming) [90]. Flocculatie treedt met name op bij toenemende saliniteit en daar waar de botsingskans tussen afzonderlijke deeltjes groot is. Door flocculatie kunnen slibvlokken ontstaan, die grotere valsnelheden hebben dan de afzonderlijke deeltjes. Om een voorbeeld te geven van de grotere valsnelheden van slibvlokken: een vlok van 500 ym heeft een valsnelheid van 0,4 m/s, tegenover 0,002 m/s voor een slibdeeltje van 5 ym [25], De grotere slibvlokken bevinden zich daarom vaak in de nabijheid van de bodem, waar een hoge concentratie aan slibvlokken aanleiding kan geven tot de vorming van een slibdeken. Zwevend-stofconcentraties in slibdekens variëren tussen 10 en 300 g/l, Slibdekens komen meest voor

- 3.5 -

in estuaria ter plaatse van het troebelingsmaximum [41, 42]. Voor de Noordzee is het flocculatieproces minder belangrijk, omdat zwevend-stofconcentraties laag zijn (2-50 mg/l) en er boven 2-5 °/oo saliniteit geen versterking van flocculatie meer optreedt [53]. Locaal, bijvoorbeeld in estuaria en gebieden met slibrijke bodems, kan flocculatie echter een belangrijk hogere sllbsedimentatle veroorzaken. Naast slibconcentratie en saliniteit zijn turbulentie (botsingskans, schuifspanning op dé vlok) en mineralogische samenstelling belangrijke parameters voor het flocculatieproces.

Sedimentatie in een hoog actief medium is niet alleen afhankelijk van de valsnelheid, maar tevens van de turbulentie. Daar deze turbulentie sterk wisselt in de tijd (getij, storm), verandert daardoor de zwevendstof concentratiegradiënt over de verticaal sterk in de tijd. Veranderingen van turbulentie door getijde-invloeden geven vaak hysterese te zien (zie ook figuur 3.4). Hysterese is het naijlen (faseverschuiving) van de zwevend-stofconcentratie ten opzichte van turbulentievariatie. Van invloed op de turbulentie is eveneens de bodemruwheid, waardoor de zwevend-stofconcentratie nabij de bodem sterk kan worden beïnvloed [90].

Zwevend-stof concentratieverticalen Zwevend-stof concentratiegradiënten over de verticaal ("concentratieverticalen") geven in de Noordzee over het algemeen een logaritmische toename in de richting van de bodem te zien, en worden in stand gehouden door een semi evenwichtssituatie tussen de potentiële en de kinetische energie van een zwevend-stofdeeltje. De potentiële energie komt tot uiting in de valsnelheid (Ws). De kinetische energie is die van de gehele watermassa, veroorzaakt door wind en getijstroming, en is uit te drukken in de turbulente diffusiecoëfficiënt (Dz). Evenwicht geeft de volgende massabalans: dr - W s * C + D z * - ^ - = 0 dz C = concentratie z = diepte. Evenwicht komt echter zelden voor wegens snelle variaties in Dz en de massaflux van of naar de bodem.

- 3.6 HU

I

ui o PP

u

.J

4

I-

*< > Ui

o. o. o a

ÏT!—'

t

8

ui t-

\ \ \

16

07." 27

05."

!

12

t

IK 1-

1 05.*5

I 7 13

05. :

1»

53

OS.**

r

40

opp

40

ii! '

«0

'

ijl ...«

l i "" •-7^— •

08.23

07.»*

6 ppp

120

o

160

i*

60

200 0

11

IC 21 01.*»

200 240 280 320

360 400 440 4S0 520

12 •

ZWEVEND-STOF GEHALTE IN mg ZWEVEND - STOF/1 SUI» « 5 0 U -

-•)»(•<

ZAND » 5 0 u

•"'C*-»

SUB • ZAND: SEDIMENT

T i" 57

i l - OEMIDOE10 SEMID0ELO

SE0IMENT6EHALTE SLIBGEHAITE

MEETRAAI :C MEETPUNT : I MÉETVAARTUIO : " PROF. LORENTZ " COÖRDINATIE : x ï . J 0 . 2 3 3 y = _ 11.0BS AFVOER LOSITH : 2 * 5 * m ' ( M C OP 2 JUNI 19(1 HOOGWATER HOEK ran HOLLAND

Figuur 3.2

3 3°

Voorbeeld van een zwevend-stof concentratiemeting over de verticaal gedurende een gedeelte van de getijcyclus op Loswal Noord [64]

- 3.7 -

Metingen van concentratieverticalen zijn niet opgenomen in het routinematig meetnet van RWS. Wel zijn metingen van concentratieverticalen op projectbasis verricht. Deze project gebonden meetpunten zijn hoofdzakelijk gesitueerd nabij de kust in de omgeving van Loswal Noord. Figuur 3.2 geeft een voorbeeld van gemeten concentratieverticalen op Loswal Noord gedurende een deel van de getijcyclus [64], Het voorbeeld is echter niet representatief voor de gehele Noordzee. De bij benadering logaritmische zwevendstofconcentratietoename is in figuur 3.2 duidelijk waarneembaar met daarbij de grote variatie in de' concentratieverticaal, wat vermoedelijk het gevolg is van turbulentie (stroomsnelheid) veranderingen. Nadere bestudering van de beschikbare concentratieverticalen (ongeveer 150 in de periode 1971-1981), kan bijdragen tot de vorming van hypothesen omtrent de ontwikkeling van concentratieverticalen. De metingen zijn echter te fragmentarisch in ruimte en tijd om hieruit de langs de kust getransporteerde hoeveelheid zwevend-stof te kunnen bepalen.

Uit de literatuur is een veldmeting in een diep getijkanaal (16 m) van het buiten Theems estuarium bekend [82], waarbij zowel stroomsnelheidsverticalen als zwevend-stof concentratie- en zwevend-stof transportverticalen zijn gemeten (figuur 3.3). " • i —

i

Surface—i \ bed (m)

ï »o

1 -

eight abc

l«

=

\

L -

15

I

J'

5

() 1 Flow speed (m/s) Figuur 3.3

\

~75\ lOOMmf^ 0 - 4 0 /»" 1 i 41 ii 1 i 1 t \ - \ \

i i \

()

1 ^ li« \

i

100

| 0-40/xm

200

Concentration (mg/l)

C)

• 100/xm

200 Flux (g/m2/s)

Experimentele veldmeting van zwevend-stof- en snelheidsverticalen in het buiten Theems estuarium, met berekening van de transportverticaal [82]

- 3.8 -

Het tijdens de meting in de waterkolom aangetroffen zwevend-stof bestaat voornamelijk

uit

zanddeeltjes met

een verschillende

diameter. Op het

moment van maximale getijstroming (1 m/s) is de fijne (slib) fractie van het

zwevend-stof

(0-40 ym) bijna homogeen verdeelt

over de verticaal,

terwijl de grovere fractie een logaritmisch cóncentratieverloop laat zien. Wanneer echter een totale getijperiode wordt gevolgd, veranderen de omstandigheden enorm en geven daarbij hysterese te zien (figuur 3.4).

Figuur 3.4

Hysterese van zwevend-stofconcentraties op verschillende diepten boven de bodem [82]: a. 0,30 ra, b) 3,66 m, c) 7,32 m, d) gemiddeld. Vergelijk figuur 3.3

Hieruit valt af te leiden dat ook voor de sljibfractie bij lagere stroomsnelheden (na hoge snelheden) concentratiegradiënten in de verticaal zullen voorkomen. De transportberekening van TJiorn [82] geeft aan dat bij

- 3.9 -

maximale stroomsnelheden het slibtransport bijna homogeen over de waterkolom plaatsvindt, en dat op dat moment een slibtransportberekening op basis van êén zwevend-stofmeting in de bovenste waterlaag mogelijk is, mits het meetpunt niet te dicht bij oppervlak ligt. Stride's [73] opmerking, dat de grootste transporten optreden op het moment van maximale stroomsnelheden, kan tezamen met de meting van Thorn een basis vormen voor massabalansberekeningen wanneer onvoldoende verticaalgegevens beschikbaar zijn. RWS-onderzoek in het mondingsgebied van de Westerschelde, met meetpunten op 2 en 20 km uit de kust van Walcheren, geeft geen significant verschil tussen zwevend-stofconcentraties aan het oppervlak of aan de bodem. Globaal blijkt wel dat de zwevend-stofconcentratie aan het oppervlak 65% van de zwevend-stofconcentratie gemiddeld over de verticaal bedraagt.

Slibbalansen Noordzee In

routinematige

waterkwaliteitsmetingen

wordt

veelal

zwevend-stof

gemeten teneinde inzicht te verkrijgen in de hoeveelheid gesuspendeerd particulair materiaal. Dergelijke metingen beperken zich over het algemeen tot de bovenste waterlaag. Boor Eisma [28] zijn dergelijke gegevens tezamen met gegevens omtrent het gemiddelde stroombeeld gebruikt voor het opstellen van een slibbalans voor de Noordzee. Een belangrijke beperking hierbij is echter het verontachtzamen van de inhomogene concentratieverdeling over de verticaal en de invloed van erosie en sedimentatie binnen de tijdschaal van het beschouwde stroombeeld. In figuur 3.5 is een overzicht opgenomen van de basisgegevens en de resultaten van de door Eisma opgestelde slibbalans voor de Noordzee. In de balans wordt voor een aantal delen van de Noordzee slibdepositie verondersteld. Hierbij is gebruik gemaakt van gegevens omtrent de bodemsamenstelling in deze gebieden en met name het gehalte aan slib. Sinds de publicatie van de slibbalans van Eisma is vanuit het RWS-meetnet [56, 57, 63], meer informatie beschikbaar gekomen wat betreft zwevend-stof oppervlakteconcentraties voor de Nederlandse kuststrook. In het kader van deze analyse Is nagegaan in hoeverre deze gegevens te gebruiken zijn voor een meer gedetailleerde beschouwing van de slibbalans voor de Nederlandse kust.

- 3.10 -

A)

SANOY MUD

C) Tabfe I. Supply ion yr» {dry vrtilhll

I, Fladen Groundi and Moray Firth; 2, Devib Hole area and Firth of Forth; 3, Oyster Grounds; 4. Flemish Banta; 5, nearshore Dutch coaat; 6, offshore off East Anglia; 7, nearahore off Lowestoft-Yarmouth; 8, RhineMeuse-Scheldt estuary; 9, Thames estuary; 10, Erna a tuary; II, Elbe-Wejer «tuary; 12, Wadderaea; 13, the Wajh; 14, German Bight; 15, Elbe Rinne; 16, Outer Silver Pit area! 17, Skagerrak-Kattegat; 18, Norwegian Channel; 19, Norwegian and Swediahfjords,

10 101 + 05

AllaMiu (fccan Channcl Balnc Hivers Rhinc^ Mcuse l-7x 10* (Terwinut. pcrutnal communiuaiiun) Kim 007 x 10'(Minnen. 1974) Wc«r Elhc Tham» t' Huinlw

01S» 10'HHintidi. 0-Hn«IO'i WS)

Tubl* Z. (lutltow+depositiofl.

I-'»''» 10* IMtCuvc. l»7J)

tonyr ' (uVy wifM •

Airoiwpht'rc (niciiwlostvaJ gruup, MvCav». I17.H

Out/hm- ui Norih Ailaiiuc (Kcail

+•< 3 —144

Cuastal cnwitm liïsl Aitnlia + Huklorncss (McCavc, 117)1

Orpmiiinii EMiwrici (MwCivc. 197.1) Wadden Sea + W u h Ocrrnan &|ight II lbo Riniie Outer Silvvr Pit Kalfcgai Skagcrrak

Scaüoor croskm HIMIIII» l»aJ>l<>: up IU 2'4* 10* IÜUSM;.

< * II»»)

IK

1977)

VariK Bank- - I 2x 10" OtrKait AnKliu.' Skatftfrrak i»l' Denmark.'

Mf = .1 .1 7-3

•

1-4 ft 4 7 21-31-5

Primary prociuclion Tolal

Figuur 3.5

ï I X J4 <+'.')

Oumpeü ón lunü (NkCive W.11 Total; .VT-S-48

Slibbalans voor de Noordzee [28] A. Gebruikte gegevens: oppervlakteqoneentraties van gesuspendeerd materiaal B. Mogelijke depositiegebieden aan de hand van gegevens van de bodemsamenstelling C. Balansresultaten in 10° ton/jaar

- 3.11 -

3.3

ZWEVEND-STOEGEDRAG VOOR DE NEDERLANDSE KUST

3.3.1

Waargenomen zwevend-stofconcentraties

Als basis voor een nadere beschouwing van het zwevend-stofgedrag is gebruik gemaakt van de gegevens van het RWS-meetnet

[56, 63] voor de

periode 1975-1983. Een overzicht van de meetpunten en de wijze waarop de kuststrook is gesegmenteerd ten behoeve van een balansstudie is weergegeven in figuur 3.6. Voor een 3-tal meetlocaties

is de waargenomen

zwevend-stofconcentratie

weergegeven in figuur 3.7. Ondanks de enorme variabiliteit is een seizoensmatige trend te herkennen waarbij in de winter duidelijk hogere concentraties voorkomen dan in de zomer. Door de gegevens van de gehele periode per kwartaal te middelen is getracht deze seizoensvariabiliteit tezamen met de ruimtelijke verschillen nader te beschouwen. In figuur 3.8 zijn deze kwartaalgemiddelden uitgezet voor iedere raai, waarbij opvalt*. • Hogere zwevend-stofconcentraties nabij de kust, tegenover lagere concentraties verder op zee. Uitzondering hierop vormen de concentratieminima voor de Noordwijk-, Egmond- en Callantsoog-raai (20-40 km uit de kust). • Het zeer hoge gehalte aan zwevend-stof ter hoogte van de Appelzak-raai. • Hoge zwevend-stofconcentraties in de winter en lage in de zomer.

In figuur 3.9 is de uit de gegevens berekende gemiddelde concentratieverdeling voor de gehele periode 1975-1983 weergegeven. Opvallend zijn de lage concentraties ter hoogte van Egmond-Callantsoog op ca. 30 km uit de kust. Dit

concentratieminimum

is eerder

aangegeven door Eisma

([28],

figuur 3.5). Zijn laagste contourinterval, lager dan 2 mg/l, is meer dan een factor 2 lager dan de concentraties die gevonden zijn in de huidige studie. Het verschil met Eisma is mogelijk te verklaren door het seizoenseffect

of de toegepaste meetmethode. Opwerveling van zwevend-stof ter

plaatse van de Brown Bank (ca. 60 km uit de kust) kan een verklaring zijn voor het ontstaan van dit concentratieminimum.

- 3.12 -

Figuur 3.6

Routinematig meetnet voor de Nederlandse kust [56, 63], met inzet van de segmentering ten behoeve van balansberekeningen, waarbij de gemiddelde diepte (in m) van ieder segment is gegeven

- 3.13 -

Figuur 3.7

Voorbeeld van de variatie van de zwevend-stofconcentratie in de tijd op drie meetstations van het WAKWON-meetnet [63]

7S i .

n AS£

W

1

\\

^ &

SCHOUWEN

WALCHEREN

APPELZAK sa IAO

i

\

15-

t'l

"»•'

li'i'M11

I"

1

i|'

" I 1 1 " ! " 1 I11

I"

O

10

20

60

70

10 20 30 AO 50 60 - * • KILOMETER VANUIT OE KUST

70

-•KILOMETER

* N

GOEREE

30

AO

50

VANUIT DE KUST

TER HEIJDE

751

\ "'!•• i |

75i

NOORDWUK

,

i' ' i

|i>

i

i

'

CALLANTSOOG

EGMONO

6

•V ••f«""t

(..»») i l « » i ™ ( i i i i f M w ( i M i ( .

• l " \'

i

I' N|llll|lll |

<•" '

0

TERSCHELLING

|llll|ll l|IIH|l. !

[

ROTTUMERPLAAT

l e kwartaal 2«

^

-vï^ •li.pwri-»n»i»t-"F'"f

''""'

10 20 30 AO 50 «0 •KILOMETER VANUIT OE KUST

Figuur 3.8

'

'

70

'|llll|ll ll|IHi)> l l | I I H | l I | • I • |

0

I |lll |

|l I |

H(l ' I I

10 20 30 AO SO 50 -^KILOMETER VANUIT OE KUST

I

70

Kwartaalgemiddelden voor de periode 1975-1983 van de zwevendstofconcentratie per meetlocatie, uitgesplitst naar meetraai

3.14 -

Figuur 3.9

Iso-lijnen voor de gemiddelde zwevend-stofconcentratie in g/m" in de Nederlandse kuststrook voor de periode 1975-1983

- 3.15 -

Voor het beschouwen van een massabalans van de Nederlandse kust is een 80 km brede strook onderscheiden die in 66 segmenten is verdeeld (figuur 3.6). De gekozen segmentering valt niet altijd perfect samen met het meetnet, zodat een concentratie voor ieder segment van de meetraai is berekend op basis van interpolatie. Per kwartaal is voor de gehele periode 19751983 een gewogen concentratie per raai berekend op basis van de volgende vergelijking (zie ook figuur 3.10): E(A1*C±) 3 C (gewogen) = — ^ in g/m i A^ = oppervlak van het raaisegment i CJ = concentratie van het raaisegment i.

DLpc* 0 10

i

"

—7- ~ T -

0i

Ci

20 Al 30 in n 60 40 ?osici« uie d. kuit

Figuur 3.10

20

10

5 0 in km

Schematische weergave van de berekening van een gewogen zwevend-stofconcentratie per raai

In figuur 3.11 is voor ieder kwartaal de berekende gewogen concentratie van een raai uitgezet tegen de positie langs de Nederlandse kust vanaf de Appelzak-raai. Herkenbaar zijn wederom de seizoensvariaties en de lage gewogen zwevend-stofconcentraties in de Zuid-Hollandse kuststrook ondanks zwevend-stoftoevoer vanuit Rijn en Haringvliet.

3.16

UI

S O

90

100

100

O

00

100

100

«00

POSITIE LANGS NEDERLANDSE KUST —

POSITIE LANGS NEDERLANDSE KUST-

FIG. a - EERSTE

FIG. b - TWEEDE

KWARTAAL

KWARTAAL

1B.0-

z

«.>

ui

* O

00

100

ISO

900

MO

«00

O

«O

100

100

WO

*90

POSITIE LANGS NEDERLANDSE KUST-*

POSITIE LANGS NEDERLANDSE KUST —

FIG. c - DERDE KWARTAAL

FIG. d - VIERDE KWARTAAL

WAKWAL GEGEVENS 2/75 - 1/83, GEMIDOELO

Figuur 3.11

OVER KWARTALEN

In de massabalansberekeningen gebruikte gewogen zwevend-stofconcentraties per raai, uitgezet langs de Nederlandse kust (Appelzak = Ó km)

De gewogen concentratie per raai vormt samen met de waterbeweging de basis voor de massabalansberekeningen; de gebruikte gegevens zijn weergegeven in tabel 3.1. Teneinde een meer integraal beeld van het zwevend-stoftransport

in de

zuidoostelijke Noordzee te verkrijgen is ten aanzien van de instroming vanuit het Kanaal een zwevend-stofconcentratie van 1,9 g/ra voor alle seizoenen [28],

verondersteld

- 3.17 -

Positie

Gewogen concentratie

Reststroom-

langs

in g/m

debiet

per kwartaal

Ned. kust

in m /s

in km

Ie

2e

3e

4e

zomer

-110

1,9

1,9

1,9

1,9

60.000

92.500

Appelzak

0

13,1

5,6

5,5

9,2

60.000

92.500

Walcheren

16

11,2

5,2

4,7

8,8

60.000

92.500

Schouwen

36

9,1

5,3

4,4

7,5

60.000

92.500

Goeree

63

7,3

6,0

4,3

6,2

60.000

92.500

Terheijde

85

5,5

5,1

4,4

4,0

60.000

92.500

Noordwijk

105

5,2

4,5

3,8

3,6

60.000

92.500

Egmond

131

4,9

5,3

3,1

4,3

60.000

127.000

Callantsoog

169

6,2

4,2

3,6

4,9

80.000

168.000

Terschelling

261

5,0

3,0

2,6

3,4

80.000

125.500

Rottumerplaat

369

6,1

4,0

3,9

4,8

40.000

55.000

Het Kanaal

Tabel 3.1

winter

Gebruikte gegevens voor de balansberekeningen van zwevend-stof langs de Nederlandse kuststrook (80 km)

3.3.2

Massabalans voor de Nederlandse kust Analoog aan de door Eisma [2 8] gevolgde methode voor het opstellen van een slibbalans voor de Noordzee is op basis van de zwevend-stofgegevens voor de Nederlandse kust en de gegevens omtrent gemiddelde stromen (reststroom) een meer gedetailleerde zwevend-stofbalans voor de zuidoostelijke Noordzee opgesteld. Hiervoor is uitgegaan van de gegevens zoals vermeld in tabel 3.1. De reststroomdebieten zijn gebaseerd op de met het waterbewegingsmodel ESTFLO berekende resttransporten voor een zomer- en wintersituatie (zie hoofdstuk 2). Op basis van het berekende reststroombeeld (figuur 2.6) is verondersteld dat de reststroom ten zuiden van Noordwijk evenwijdig aan de kust is, terwijl ten noorden van Noordwijk de stroming meer naar de kust gericht is. Ten noorden van Texel is de stroming vervolgens meer van de kust

- 3.18 -

af gericht. Dit heeft tot gevolg dat het reststroomdeblet door een strook van 80 km veranderingen ondergaat (zie tabel 3*1).

Combinatie van gewogen zwevend-stofconcentraties en reststroomdebieten geeft

rechtstreeks

getransporteerde

hoeveelheden

zwevend-stof

langs de

Nederlandse kust door de verschillende raaien. Het is in dit opzicht nuttig om terug te blikken op figuur 3.11, omdat deze figuur bij een evenwijdige stroming langs de kust rechtstreeks informatie geeft omtrent de relatieve veranderingen van de getransporteerde hoeveelheden zwevend-stof. Een reële balans komt evenwel pas tot stand wanneer de concentratiegegevens in samenhang met de stroomgegevens van tabel 3.1 worden verwerkt tot massatransporten. Het resultaat is opgenomen in tabel 3.2, waarbij de door de raai getransporteerde hoeveelheden voor zomer, winter en op jaarbasis zijn weergegeven.

km langs Raai

zwevend-stoftransport

Ned.kust

zomer

winter

-110

1,8

2,8

4,6

+4,6

5,3

16,3

21,6

+17,0

4,7 4,6

14,6

19,3

-2,3

Schouwen

0 16 36

12,1

16,7

-2,6

Goeree

63

4,9

9,9

14,8

-1,9

Terheyde

85

4,5

6,9

11,4

-3,4

Noordwijk

105

3,9

6,4

10,3

Egmond

131 169

4,0 4,9

9,2

13,2

-1,1 +2,9

14,7

19,6

+6,4

261 369

3,5 2,5

8,3

11,8

-7,8

4,7

7,2

-4,6

Kanaal Appelzak Walcheren

Callantsoog Terschelling Rottumerplaat Tabel 3.2

op jaarbasis

toe-/afname op jaarbasis

Massabalans van zwevend-stof voor de zuidoostelijke Noordzee 6 kuststrook in 10 ton/jaar

De laatste kolom van tabel 3.2 geeft het verschil in zwevend-stoftransport ten opzichte van de meest nabije raai in zuid-oost richting. De hoeveelheid in deze laatste kolom is het resultaat van de balans en betreft de toe- en afgevoerde hoeveelheden zwevend-stof tijdens het transport tussen de twee beschouwde raaien.

- 3.19 -

Evaluatie van toe- en afvoerhoeveelheden

De toe- en afvoerhoeveelheden kunnen het gevolg zijn van: • transport van zwevend-stof over de grenzen van het

gediscretiseerde

gebied door instroming, uitstroming en dispersieve uitwisseling; • baggerspeciedumpingen of overige baggeractiviteiten; • overige toe- en afvoertermen waaronder uitwisseling met de bodem of de waterlaag juist boven de bodem.

De overige (onbekende) toe- en afvoertermen kunnen niet zonder meer worden toegeschreven aan depositie of erosie. Rekening dient te worden gehouden met de beperkingen van de massabalans veroorzaakt door o.a. • onnauwkeurigheid van de zwevend-stofconcentraties en stromingen; • onnauwkeurigheid van de 'bekende' termen; • inhomogeniteiten over de verticaal; • dynamiek van uitwisseling met de bodem onder invloed van stromingsvariaties (getij, wind). Raai

Balans

Specificatie (bekend)

Kanaal

+ 4.6 +17.0

+4.6 instroming [28] +5-10 baggeren (België) [88]

- 2.3

-0.5

- 2.6

•0.1

naar W-Schelde belasting O-Schelde [20|

- 1.9

(onbekend)

+5-10 toevoer -1.8

afvoer

-2.5

afvoer

-1.9

afvoer

-7.0

afvoer

+0.6

toevoer

Gocree-TerHe1j de - 4.5

+ 2.9

Tabel 3.3

+8.1 -6.8 +1.2

baggerspeciedumpingen [43] naar Rijn-estuarlum [88] belasting Rijn +H.vliet [88]

+2.3 instroming uit W.richting +/-1.5 naar/van Haven Umuiden [88]

+ 6.4

+4.6

instroming uit W.richting

+1.8

toevoer

- 7.8

-2.9 -3.5

uitstroming in N.richting naar Waddenzee

-1.4

afvoer

- 4.6

-5.8

uitstroming in N.richting

+1.2

toevoer

- 7.2

-7.2

uitstroming in 0.richting

Specificatie van de balanstermen van de zwevend-stof massabalans ( 10 6 ton/ jaar)

- 3.20 -

In tabel 3.3 worden de min of meer bekende zwevend-stof massabalanstermen gespecificeerd voor ieder tussen twee raaien ingesloten deel van de kuststrook. De gebieden tussen Goeree- en Noordwijk-raai zijn samengenomen vanwege de baggerspeciedumpingen die plaatsvinden op Loswal Noord (ten noorden van Terheijde), maar die desondanks samenhangen met de afvoer van zwevend-stof naar het Rijnestuarium (zuid van Terheijde) [88, 94],

Gebaseerd op de bovenstaande balansberekening met behulp van waargenomen zwevend-stofconcentraties is voor een aantal delen van de Nederlandse kust de toe- en afvoer van zwevend-stof nader beschouwd.

Vlaams-Zeeuwse kuststrook Voor dit deel van de kuststrook worden hoge toevoerhoeveelheden aan zwevend-stof berekend, voornamelijk vanuit de bodem of de bodemwaterlaag en ten gevolge van menselijke activiteiten. Deze activiteiten zijn geconcentreerd rond de monding van de Westerschelde. Hier bevinden zich de Pas van Scheur, de Bol van Heist en het Zand, die moeilijkheden opleveren voor grote zeeschepen op hun doorgang naar Zeebrugge, Antwerpen en Vlissingen. Er vinden daarom uitgebreide baggerwerkzaamheden plaats in het deels zeer c

kleirijke substraat [1], en de geschatte 5-10 * 10 stof

ton gebaggerd zwevend-

[88] vormen een grote belasting voor de noordelijk gelegen kust-

strook. De hoge zwevend-stofgehalten (figuur 3.8) geven dit aan. Andere factoren die het opstellen van een massabalans in dit gebied gecompliceerd maken zijn: de zuid-west gerichte reststromen vanuit de Westerschelde

[35] en de onzekerheid omtrent de belasting vanuit Schelde en

Westerschelde [88], Totaal netto sedimentatie of erosie in de Westerschelde is onduidelijk [65, 79, 80], maar over het algemeen wordt netto sedimentatie verondersteld. Daarom is de bruto zwevend-stofbelasting vanuit de Westerschelde, ongeveer 1,3 * 10

ton/jaar, niet opgenomen in de balans.

In de Oosterschelde is netto erosie (toevoer) van zwevend-stof in geringe hoeveelheden (ca. 0,14 * 10° ton/jaar) aannemelijk [20], Omtrent de stromingssituatie voor de Vlaams-Zeeuwse kust bestaan verschillende visies. Decadt et al. [13] hebben voor de Belgische kust een op zout gecalibreerd transportmodel ontwikkeld, waarvan de schematisatie en de berekende residu-transporten zijn weergegeven in figuur 3.12.

- 3.21 -

Figuur 3.12

Residue circulatie in de Belgische kuststrook, zoals berekend met een passief transportmodel [13]. Diffusiecoëfficiënt 466 km /jaar, stroming in km /jaar

Opvallend is dat geen residu-transport plaatsvindt over de noordrand van het segment waarin de Schelde uitstroomt. De consequentie voor het zwevend-stoftransport

zou een verminderd transport in noordelijke richting

door de Appelzak-raai en eventueel door de meer nooilelijk gelegen raaien kunnen zijn. Dit kan leiden tot de volgende veranderingen in de massabalans. • Van het totale transport aan zwevend-stof door de Appelzak-raai, neemt de eerste 20 km van de raai in de winterperiode 45%, en in de zomerperiode 30% voor zijn rekening. Voor de totaalbalans betekent dit ongeveer 8,9 * 10

ton/jaar minder transport in noordelijke richting. o

• De doorstroming wordt op jaarbasis met 10000 m /s verminderd. Extra instroming met dit debiet over de westgrens van het gediscretiseerde gebied geeft 1,6 * 10

ton/jaar toevoer van zwevend-stof.

• Ook door de Walcheren-raai en mogelijk door de Schouwen- en Goeree-raai vindt verminderde doorstroming en daardoor verminderd transport plaats. Zwevend-stoftransportcorrecties voor de eerste 10 km van de Walcherenraai, en de eerste 5 km van Schouwen- en Goeree-raai, geven een verminderd transport op jaarbasis van respectievelijk: 4,1, 1,2 en 1,2 * 10 ton.

- 3.22 -

Deze veranderingen in de balanstermen hebben tot gevolg dat voor het gebied tussen de Appelzak- en Schouwen-raai geen afvoer meer wordt berekend, terwijl de in tabel 3.3 berekende afvoer nog zeer aanzienlijk was. Morra [49] berekent nauwelijks depositie voor het gebied rond Walcheren op basis van vergelijk met oude zeekaarten, maar bij deze berekening kan zandtransport een belangrijke rol spelen. Door het verminderde zwevend-stoftransport wordt de toevoer van zwevendstof die uit het oogpunt van een sluitende balans benodigd is vanuit de Vlaamse kuststrook ongeveer gehalveerd. Dit zou betekenen dat de min of meer bekende hoeveelheid zwevend-stoferosie ten gevolge van baggerwerkzaamheden [94] de totale toevoer van zwevend-stof verklaren. Gegevens van Gossê

[62] duiden echter op aanzienlijke zeebodemerosie in het Vlaamse

Banken gebied, hetgeen beter aansluit bij de resultaten in tabel 3.3. Concluderend blijkt dat dit deel van de Noordzee kuststrook is onderworpen aan een complex samenspel van stromingen en transporten. Dat echter enorme hoeveelheden zwevend-stof worden getransporteerd of circuleren blijkt uit de beschouwde balansberekeningen. Detailuitwerking van dit gebied kan de inzichten in getransporteerde hoeveelheden aanmerkelijk verbeteren, waarbij aandachtspunten kunnen zijn: • de ondiepe (< 10 m) kuststrookgedeelten; • de getijdepompwerking van estuaria en de verstorende invloed hierop door de Deltawerken [61]; • baggeractiviteiten voor de kust; • bankstructuren en de hoeveelheid aanwezig slib. Hollandse kust De massabalans voor dit gedeelte van de kust vertoont een specifiek toevoer-afvoerverloop

vanaf

het

Rijn-estuarium | richting

Waddenkuststrook.

Tussen Goeree en Terheijde is de afvoer van zwevend-stof maximaal met een overgang naar maximale toevoer in het gebied tussen Egmond en Callantsoog. De afgevoerde hoeveelheden tussen Goeree en Nöordwijk zijn niet alleen te verklaren met de kustnabije lozing en dumping van zwevend-stof, maar zijn eveneens gebaseerd op de afname van zwevend-stofconcentraties op 20 tot 60 km uit de kust (figuur 3.9), die verminderd transport in noordelijke richting impliceren. De resultaten voor toevoer tussen Nöordwijk en Callantsoog zijn op dezelfde wijze verklaarbaar door de toename van zwevend-stofconcentraties op 40 tot 80 km uit de kust.

- 3.23 -

Waddenkuststrook Voor de noordelijke kuststrook komen twee phenomenen naar voren in de berekeningsuitkomsten: 1. de grote toe- en afvoerhoeveelheden van zwevend-stof over de noordwestgrens van het discretisatiegebied; 2. de depositie van zwevend-stof in de Waddenzee. Uit tabel 3.3 blijkt dat er jaarlijks 8,7 * 10 6 ton zwevend-stof wordt getransporteerd

in noordelijke richting over de discretisatierand. Deze

hoeveelheid zwevend-stof is zeer waarschijnlijk voorbestemd om in meer noordelijke gebieden te sedimenteren [28], Een groot deel van de afvoerterm tussen Callantsoog- en Terschelling-raai (4,9 * 10

ton/jaar) zal echter verklaarbaar zijn met depositie in de

Waddenzee. Schattingen en metingen van slibdeposltie in de Waddenzee lopen uiteen van 0,8 tot 2,5 * 106 ton/jaar [28, 48]. De in tabel 3.3 gegeven schatting van 3,5 * 10

ton/jaar zwevend-stof afvoer naar de Waddenzee is

wellicht aan de hoge kant vergeleken met de literatuurgegevens, maar het zwevend-stof bestaat niet alleen uit slib. In de oostelijke Waddenkuststrook vindt blijkbaar een geringe hoeveelheid zwevend-stoftoevoer plaats. Dit kan enerzijds het gevolg zijn van de grote hoeveelheden zwevend-stof die in noordelijke richting over de discretisatierand worden getransporteerd. Anderzijds rapporteert Dijkema [18] dat voor de kust van Friesland en Groningen geen bodemaanwas meer plaatsvindt, zodat toevoer vanuit meer waarschijnlijk is dan afvoer naar de oostelijke Waddenzee. De

netto

uitstroming

door

de

Rottumerplaat-raai

bedraagt

7,2

* 10

ton/jaar wat een belasting betekent voor de Duitse Waddenkust en de Duitse Bocht. Deze belasting is gering in vergelijking met de door de Appelzakraai instromende belasting aan zwevend-stof voor de Nederlandse kuststrook van 21,6 * 106 ton/jaar.

Overzicht resultaten massabalans In figuur 3.13 is stapgewijs de opbouw van de balansberekeningen gepresenteerd. Een stap verder in deze figuur is het tentatief aangegeven welke bodemaanwas- of bodemerosiesnelheden zijn af te leiden uit de gegevens van tabel 3.3. Voor de dichtheid van gesedimenteerd zwevend-stof is 2,0 aange-

ZWEVEND STOF 10 6 t o n / j a a r

< < z < SÉ

UI Q. CL

r

u -i

3 •

< 5

O X

o l/l

cc UJ o o

o cc o o z

z

UJ

z < _i < u

<

o (/) cc UI

(»O

y-

MERPL

o

HELÜN

Q

O 2 O

TSOÖG

UI UJ

WIJK

WEN

EREN

_J

LZAK

- 3.24 -

D

CC

t.o.v. WATERKOLOM CC UJ O

+3

E +6 o > UJ

o

ZWEVEND STOF 106 t o n / j a a r t.a.v.

WATERK0L0H

CC UI

O

> -6 -3

UJ

§ UJ

o

ZWEVEND STOF mm/jaar t.a.V. WATERK010M

aUJ O

£ -Ir <

cc W +1 L O

>

UI

o I N - Of UITSTROMING : VAN/NAAR NOORDZEE » ; ; ; ; | NAAR ESTUARIA, HAVENS, WADDENZEE BAGGER AKTIVITEIT / DUMPING

| RIVIER TOEVOER NIET SPECIFICEERBARE BALANSTERMEN: AFVOER TOEVOER

Figuur 3.13 Overzicht van de resultaten van de balansberekeningen; Boven : toe-/afvoer van de balans, met hoeveelheden t.o.v. de waterkolom in 106 ton/jaar (zie tabel 3.2) Midden: specificatie van de balanstermen (zie tabel 3.3) Onder : tentatieve bodemaanwassnelheden op basis van de toe-/ afvoertermen in de midden figuur (zie tekst)

- 3.25 -

nomen

[27], en voor de oppervlakken van Vlaamse kuststrook, Waddenzee,

Rijnestuarium en IJmuidenhavens respectievelijk: 5600, 1000, 100 en 20 km2. De snelheden hebben echter slechts betrekking op zwevend-stof, en niet op totale bodemaanwassnelheden. Deze totaal bodemaanwassnelheden en bodemaanwassnelheden in het algemeen kunnen beter en waarschijnlijk nauwkeuriger worden gemeten met behulp van datering, bijvoorbeeld met radio-nuclide tracers [19].

Omdat het huidige onderzoek een detailuitwerking beoogt te zijn ten opzichte van het werk van Eisma [28] (figuur 3.5) is een vergelijking van de huidige balans met die van Eisma weergegeven in tabel 3.4. Daarbij zijn de resultaten van de huidige studie geëxtrapoleerd naar de resultaten van Eisma. De aannamen in tabel 3.4 kunnen met behulp van de resultaten van tabel 3.3 als volgt worden toegelicht:

• Aanvoer vanuit de Atlantische Oceaan is een maximale schatting op basis van de instroomhoeveelheden uit westelijke richting. • Depositie in de noordelijke slibgebieden (Silver Pit, Skagerrak, Kattegat) is geschat op basis van de uitstroming in noordelijke richting. • Depositie in de oostelijke slibgebieden (Duitse Bocht, Elbe Rinne) is geschat op basis van de uitstroming door de Rottumerplaat-raai. • Voor erosie en sedimentatie is eveneens een lage schatting voor de Vlaams-Zeeuwse kuststrook

op basis van het

stromingsalternatief

van

Decadt et al. [13] opgenomen. De permanente erosie en sedimentatieschattingen zijn minimale schattingen. Detailinformatie voor de zuidoostelijke Noordzee kuststrook geeft aan dat in dit gebied ongeveer dezelfde hoeveelheid slib wordt getransporteerd als door Eisma voor de gehele Noordzee werd verondersteld. Recirculatie in het beschouwde deel van de Noordzee is een mogelijke oorzaak van dit opmerkelijke resultaat.

- 3.26 -

Eisma (1981)

Toevoer Atlantische Oceaan Kanaal Baltische zee Rijn (overige estuaria) Dumpingen Atmosfeer Erosie (kust,bodem,baggeren) Primaire produktie

10 10(+?) 0,5 4,5

Totaal

33,3(+?)

Afvoer Uitstroming Atl. Oceaan Depositie: Silver Pit Kattegat Skagerrak Duitse Bocht Elbe Rinne Sedimentatie in estuaria Dumping op land Sedimentatie in Waddenzee (Wash) Sedimentatie Z.0. N.zee kuststrook

14,4 1-4 8 4-7 3-7,5 1 1,8 2 3

Tabel 3.4

1,3 1,3

1,6 5,7 1

37.2-47.7

Totaal

Huidige studie permanent recirculatie 6,9 4,6 6,8

Ö] 9,1-14,6 5,4-6,0(+' -41,5 35,4?

8,7 7,2 0-0,5 3,5 0(+?)

6,8

9,2-14,8

35,4--41,5

Slib massabalans Eisma [28] en de huidige studie (in 10° ton/j)

De massabalansresultaten dragen bij tot de ideevorming omtrent transport van verontreinigingen. Een groot deel van het zwevend-stof zal uit slib en organisch materiaal bestaan en zodoende bindingscapaciteiten ten aanzien van verschillende

verontreinigende

stoffen bezitten (paragraaf

3.5). In dit opzicht zijn vooral de afvoertermen van de balans van belang, omdat deze een idee geven van de locaties waar uiteindelijk accumulatie van verontreinigingen in de bodem kan optreden (tabel 3.3, 3.4). Deze locaties zijn reeds aangegeven op basis van bodemsedimentanalyse [92], maar zijn blijkbaar ook aan te geven op basis van een zwevend-stofbalans. Als probleemgebieden in de Nederlandse kuststrook zijn op basis van de zwevend-stof massabalansresultaten te noemen: de estuaria, de Waddenzee, de Westerscheldemonding en de Zuid-Hollandse kuststrook.

- 3.27 -

4

MOGELIJKHEDEN VOOR EEN NADERE ANALYSE VAN SLIBTRANSPORT

4.1

Theoretische en experimentele benaderingen

In paragraaf 3.3 is gebleken dat het berekenen van depositie van zwevend-stof in een bepaald gebied met gebruikmaking van een massabalans niet eenvoudig is en dat de nauwkeurigheid te wensen overlaat. Een volledig andere benadering van het zwevend-stofgedrag is mogelijk op basis van experimenten en mathematische modellen en berust op onderzoek aan en omschrijving van [90]: • critische stroomsnelheid nabij de bodem voor sedimentatie, • de snelheid waarmee consolidatie plaatsvindt, en • de critische stroomsnelheid nabij de bodem voor erosie.

Sedimentatiesnelheden

zijn bestudeerd

door Krone

[45], Partheniades

[51] en WL [14], waarbij Krone een critische snelheid van 0,15 m/s voor fijn sediment geeft. Consolidatie is het proces dat optreedt na depositie, waarbij de dichtheid van het sediment toeneemt en het watergehalte afneemt. Verschillende stadia worden in dit proces onderscheiden [50]. Consolidatie heeft tot gevolg dat de critische erosiesnelheid van de bodem toeneemt. Postma [54] geeft in figuur 3.14 het verband tussen sedimentatie, erosie en consolidatie. De tijdschaal van consolidatie is sterk afhankelijk van het materiaal, het zoutgehalte, de temperatuur en het organische stofgehalte van het sediment.

DEPOSITION

I i

~i

10

ri

102

SIZE DIAMETER IN MICRONS

Figuur 3.14

»»

w*

Kwantificering van critische stroomsnelheden die invloed hebben op de verdeling van sediment over bodem- en waterfase T54]

- 3.28 -

Erosie van sediment vindt plaats doordat de schuifweerstand van de bodem wordt overschreden, het grensvlak instabiel wordt, of deeltjes losraken. Andere fenomenen die erosie veroorzaken zijn: bursting [76], bioturbatie [58] en menselijke activiteiten. Het laatste fenomeen betreft locaal voornamelijk baggerwerkzaamheden aan vaargeulen en op grotere schaal de visserij-activiteiten, waarbij met boomkor-netten een tot enkele malen per jaar de bovenlaag (max. 5 cm) van het Noordzee-sediment wordt verstoord [34].

Experimenteel onderzoek waarbij de genoemde processen zijn onderzocht om depositie en erosie voor de Zuidelijke Noordzee te beschrijven is verricht door Creutzberg en Postma [11]. Bij dergelijk experimenteel onderzoek is de samenstelling van de bodem van groot belang. In figuur 3.15 is de bodemsamenstelling van de Zuidelijke Noordzee weergegeven zoals deze door Creutzberg en Postma [11] en Salomons et al. [92] is geïnventariseerd. B)

Figuur 3.15

Meetgegevens van de bodemsamenstelling van de Noordzee uitgedrukt in percentage aan fijn sediment (< 50 urn of < 63 ym) A. Creutzberg & Postma [11] B. Salomons [92]

- 3.29 -

Uit deze op bemonsteringsgegevens gebaseerde bodemsamenstellingen blijkt dat relatief fijn sediment in de Nederlandse kuststrook slechts aanwezig is in de estuaria (Westerschelde en Nieuwe Waterweg), en in een strook van 10-20 km langs de Nederlandse kust. De in dit geval niet bemonsterde Waddenzee bevat eveneens grote hoeveelheden fijn sediment. Het merendeel aan fijnkorrelige bodemsedimenten wordt echter verder noordwaarts gevonden in Duitse Bocht, Oester gronden, Skagerak, Kattegat en Noorse geul [28]. Het door Creutzberg en Postma [11] uitgevoerde laboratoriumonderzoek met monsters bestaande uit 82% fijn zand en 18% slib leverde als kritieke snelheden op 15 cm boven de bodem; 0,12 m/s voor sedimentatie, en 0,40, 0,60 en 0,80 m/s voor erosie na respectievelijk 1, 7 en 100 dagen consolidatie. Door de maximale stroomsnelheid (nabij de bodem van de Noordzee) ten gevolge van het getij (figuur 3.16a) te vergelijken met deze resultaten, bleek dat slechts ter plaatse van de Oester Gronden, en meer noordelijk, geen erosie meer plaatsvond (figuur 3.16b). Dit wil nog niet zeggen dat er sprake van permanente depositie is. Hiervoor zal moeten worden bekeken gedurende welk tijdsinterval de getijstromingen dermate laag zijn (kleiner dan 0,15 m/s [45]) dat gesedimenteerd zwevend-stof werkelijk op de bodem blijft liggen (figuur 3.16c). Is dit eenmaal het geval dan is de stroomsnelheid benodigd voor erosie aanmerkelijk hoger, zodat permanente depositie plaats kan vinden op locaties met maximale stroomsnelheden lager dan 0,40 m/s. Door Creutzberg en Postma [34] is tevens de invloed van golven op de stroomsnelheid nabij de bodem onderzocht. In figuur 3.16d is het afgeleide verband voor de stroomsnelheid ten gevolge van golfwerking te zien. Deze moet worden opgeteld bij de maximale getijstroomsnelheid om uitspraken te kunnen doen omtrent permanente depositie. Daardoor wordt duidelijk dat via een dergelijke calculatie in de Zuidelijke Noordzee nog slechts gebieden met een waterdiepte van meer dan ongeveer 30 m in aanmerking komen voor permanente depositie.

- 3.30 -

A)

6

4

2

0

2

UBEN — - »

Figuur 3.16

4

6

6

4

2

0

2

UREN UREN — —

(

6 UREN

O.t

1

10

100

1000

d: KRITISCHE DEPOSITIE SNELHEID - • OAGEN RELATIE TUSSEN CONSOLIDATIETIJD EN KRITISCHE SNELHEID VOOR: e: EROSIE, of t : TURBIDITElt

Gebruikte gegevens en modelresultaten van Creutzberg en Postma [11] A. Maximale getijstroomsnelheden in knopen B. Theoretische verdeling van silt op basis van tankexperimenten en getijstromingen C. Voorbeelden van getij-cycli op 2 locaties (zie figuur B) D. Effect van oppervlaktegolven op de bodem van de Zuidelijke Noordzee, weergegeven als het gemiddelde interval (in dagen) waarop gedurende 1 dag een bepaalde stroomsnelheid wordt overschreden

- 3.31 -

Het onderzoek van Creutzberg en Postma doet vermoeden dat er in de Nederlandse kuststrook geen sedimentatie plaatsvindt, ook geen tijdelijke sedimentatie (figuur 3.16b). Waarom er toch plaatsen met hogere slibconcentraties voorkomen in de Nederlandse kustzone (figuur 3.15), die overeenkomen met de zwevend-stof massabalansresultaten, blijft een open vraag. Mogelijke oorzaken kunnen zijn: • Grote bodemstructuren, zoals voor de Belgische en Zeeuwse kust voorkomen. Deze kunnen stromingen ten gevolge van golven reduceren en stromingsluwten veroorzaken. Aan deze beschermende werking van grote bodemstructuren schrijft Bastin [1] permanente depositie voor de Belgische kust toe. Van de Zeelandbanken gaat mogelijk een zelfde beschermende werking uit [39], en ook voor kleinere bodemstructuren kan een zelfde beschermingsprincipe tegen golven of getijdestromingen gelden. Slibvoorkomens tussen strandbanken en in de dalen van zandgolven geven dit aan. Eveneens om dezelfde reden komt (permanente) depositie voor in sommige diepe geulen en putten in de kuststrook. Voorbeelden zijn: De Eurogeul, die ieder jaar wordt uitgebaggerd, en het Brouwershavense gat, een oude stroomgeul van de Grevelingen waarin zich in een 10-tal jaar enkele meters slib heeft verzameld. • Stromingsknooppunten zoals voorkomen in de Nederlandse kuststrook ter locatie van de Texel Spur, waar noord-zuid en oost-west gerichte getijdestromingen elkaar ontmoeten. Hier kan ter plaatse de stroomsnelheid en -richting sterk variëren. Op stromingsknooppunten, zoals de Texel-Spur, wordt sedimentaccumulatie verondersteld [26], De Texel-Spur vormt sinds de laatste ijstijd een hoger liggend plateau in de Nederlandse kuststrook, maar is voornamelijk opgebouwd uit zand. • Slibdumping in grote hoeveelheden (Loswal Noord), waardoor de toevoer aan slib groter is dan de afvoer door erosie.

Modelmatige benadering

Mathematische modellen kunnen een belangrijk hulpmiddel zijn om het zwevend-stofgedrag in de Noorzee nader te bestuderen, waarbij de modelmatige benadering gericht is op het mathematisch omschrijven van depositie, erosie en transportprocessen. In de vorige subparagraaf is de theoretische achtergrond van de te omschrijven processen reeds aangegeven, waarbij tevens is toegelicht dat de kinetiek van de aangegeven processen zeer

- 3.32 -

gevoelig is voor de grootte van de te beschouwen deeltjes. Daarom worden zand- en slibtransport vaak onafhankelijk modelmatig beschreven. Het sedimenttransportmodel van Sündermann en Klöckner [77] is momenteel het enige operationele model voor een groot gedeelte van de Noordzee. Sündermann en Klöckner geven zelf aan dat het modelleren nog in de kinderschoenen staat door: • gebrek aan meetgegevens van de natuurlijke situatie, • een daardoor onmogelijke verificatie en calibratie van modelresultaten, • het summiere vergelijkingsmateriaal, namelijk: sedimentologische kaarten. Desalniettemin is het maken van een eenvoudig model nuttig als voorbereiding op meer gecompliceerde modellen. Het door Sündermann en Klöckner [77] beschreven model heeft helaas de volgende beperkingen. • alleen getijstromingen worden beschouwd, • relatie stroom-transport op basis van empirische relaties en experimentele hydraulica (Bagnold-relatie [96]), • bodemtransport en transport in suspensie wordt gescheiden beschouwd, • uniforme korrelgrootte-aanname van 0,2 mm (zand). In figuur 3.17 zijn de resultaten van het model weergegeven, die weliswaar ruw en kwalitatief zijn, maar overeenkomen met de zwevend-stof massabalansresultaten voor de Nederlandse kuststrook (paragraaf 3.3).

A)

B)

*•

f

*

*

- • - . . -

- - • * -

** *

BflGNOLO VKl = 20

Figuur 3.17

VK2 = 2 CM/S

+ -

-

+ + + +

"f

J- " •

•

-

• » SE0IMENTBT10N - - EROSIQN

Modelresultaten van Sündermann en Klöckner [77] voor: A) sedimenttransport (0,2 mm) en B) sedimentbudget van de Noordzee

- 3.33 -

Tentatieve berekening zwevend-stofversprelding

Met behulp van het DELWAQ-ESTFLO transportmodel Is het mogelijk verspreidingssimulaties voor allerlei stoffen uit te voeren voor de Zuidelijke Noordzee (hoofdstuk 2). Hierbij kunnen stoffen op een drietal manieren worden ingevoerd in het model: I) als randconcentratie, II) via een bron en III) als constante belasting per oppervlakte-eenheid (atmosferische belasting). Op basis van de berekende stromingen voor een wintersituatie zijn de volgende simulaties van de verspreiding van zwevend-stof uitgevoerd: 1) verspreiding van vanuit het Kanaal en de Atlantische Oceaan instromend zwevend-stof, op basis van gegevens van Eisma [28], (figuur 3.18a), 2) verspreiding van zwevend-stof volgens 1, tezamen met de verspreiding van zwevend-stof als gevolg van belasting via zeebodem- en kusterosie (figuur 3.18b). De erosiegegevens zijn afkomstig van Eisma [28] en de massabalansresultaten van paragraaf 3.3.3, 3) verspreiding van zwevend-stof volgens 1 en 2, tezamen met de verspreiding van zwevend-stof vanuit overige belastingbronnen (zie tabel 2.3 [88]). De betrouwbaarheid van de gebruikte gegevens en het ontbreken van een sedimentatieterm vormen de belangrijkste beperkingen voor het eindresultaat. Wat betreft de gegevens kunnen nog aanzienlijke verbeteringen worden aangebracht met name ten aanzien van erosie- en overige belastinggegevens. Op dit moment zijn conclusies aan de hand van de resultaten van zwevendstofverspreiding prematuur. De simulatieresultaten kunnen worden vergeleken met gegevens van Eisma [28], zoals weergegeven in figuur 3.5. Opvallend is de redelijke consistentie in de omgeving van bronnen van belasting en randen. Daartegenover staan de hogere zwevend-stofconcentraties

in de simulatieresultaten in

noordelijke gebieden. Dit is het gevolg van de ontbrekende mogelijkheid voor sedimentatie in het model. Wanneer echter de gebieden die Eisma (figuur 3.5) aangeeft als mogelijke locaties voor sedimentatie in beschouwing worden genomen, zijn de verschillen in concentratie verklaarbaar.

- 3.34 -

A)

Zw. stof ( g / m J )

B)

Zw. stof ( g / m 3 )

O

Zw. stof ( g / m 3 )

Figuur 3.18

Resultaten van modelsimulaties (DELWAQ-ESTFLO) van de zwevend-stofverspreiding in g/m3 in de Zuidelijke Noordzee (wintersituatie) met in beschouwing name van A) randconcentraties, B) randconcentraties en erosie, C) randconcentraties, erosie en belastingen vanuit verschillende bronnen

- 3.35 -

VERONTREINIGING VAN HET ZWEVEND-STOF

Nadat in de voorgaande paragrafen op een kwantitatieve wijze de relatie tussen het Noordzee zwevend-stof en de Noordzeebodem is toegelicht, komen in de navolgende paragrafen verontreinigingsaspecten

aan de orde. Het

aangeven van de mate van verontreiniging van het zwevend-stof is hierbij van belang omdat het verontreinigingsniveau van het zwevend-stof een randvoorwaarde is voor de verontreiniging van de bodem. Een belangrijke basis bij de bepaling van de zwevend-stofverontreiniging is het vaststellen van de verdeling van verontreinigingen over de opgeloste en vaste (zwevend-stof) fase in de Noordzee. Deze verdeling is behalve van de omgevingsconditie voornamelijk afhankelijk van de affiniteit van een verontreinigende stof voor de vaste fase. Voor de meeste verontreinigingen is deze affiniteit bijzonder sterk en vaak geassocieerd met een bepaald bestanddeel van de vaste fase. Voor organische microverontreinigingen is dit het organische deel van de vaste fase, voor fosfaat de ijzer en aluminium oxiden en hydroxiden en voor de als kation voorkomende metalen de negatief geladen oppervlakken van kleimineralen, organische stof, oxiden en hydroxiden. De verdeling van verontreinigingen over opgeloste en vaste fase wordt beïnvloed door verschillende processen, waarvan Salomons en Förstner [70] een goed overzicht geven. In dit hoofdstuk komen een aantal van de voor de wateren bodemverontreinigingen van belang zijnde processen aan de orde. In verband met de herkomst van aan zwevend-stof gebonden verontreinigingen kan worden gesteld dat op wereldschaal het zwevend-stof in rivieren de belangrijkste drager is voor het transport van organische microverontreinigingen en zware metalen in de richting van de oceaan (tabel 3.5).

Cadmium Zinc Manganese Chromium Copper Lead Iron

Tabel 3.5

Amazon River" %

Mississippi River" %

83 83 93

88.9 90.1 98.5 98.5 91.6 99.2 99.9

99.4

Polluted rivers in US 5 %

40 76 63 84 98

FRO" % 30 45 8-97 72 55 79 98

Q) Gibbs (1977) b) Trefry and Presley (1976) c) Kopp and Kroner 11968) d) Heinrichs (1975)

Het sedimentgebonden aandeel t.o.v. totaal transport van metalen in een aantal rivieren [70]

- 3.36 -

3.5.1

Analyse van beschikbare gegevens

Algemeen gesteld zijn er weinig gegevens van verontreinigende stoffen voor de Noordzee beschikbaar. Meetgegevens van organische microverontreinigingen zijn op zodanig beperkte schaal beschikbaar dat een algemene interpretatie voor delen van de Noordzee onmogelijk is. Metingen aan radio-actieve stoffen, veelal afkomstig van Europese opwerkingsinstallaties, zijn verricht met als doel de verspreiding van watermassa's te bepalen. De traceerbaarheid van deze elementen biedt daarvoor goede mogelijkheden. Metingen met als primair doel de bepaling van wateren bodemverontreiniging zijn echter nauwelijks verricht. Meetgegevens voor de Noordzee van radio-actieve stoffen en organische microverontreinigingen zijn opgenomen in deel A (beschrijving van de Ecologie van de Noordzee)

[87]. Nutriëntengegevens

zijn bekend

uit het RWS-routinematig

meetnet [56].

Contaminerende effecten (eutrofiëring) van nutriënten worden besproken in hoofdstuk 6. Een belangrijke groep contaminanten met betrekking tot de wateren bodemverontreiniging, waarvan een redelijke hoeveelheid informatie beschikbaar is, zijn de zware metalen. De analyse is in dit hoofdstuk hoofdzakelijk tot deze groep beperkt, hoewel in paragraaf 3.5.4 ook processen met betrekking tot organische microverontreinigingen aan de orde komen.

WAKWON-gegevens In het WAKWON-bestand zijn voor de jaren 1980-1982 gegevens opgenomen van concentraties van zware metalen voor de meetpunten: A2, A20, A50; 12, T30; N2, N20, N70; E2, TS20; R5, R70 (figuur 3.6). De metingen betreffen over het algemeen concentraties van zware metalen in oplossing. Voor de monsterpunten T2, T30 en N70 zijn zowel opgeloste als totaal raetaalconcentraties bepaald (zie [57]). Figuur 3.19 geeft een overzicht van de gemeten zware metaalconcentraties en de maandgemiddelden voor de periode 1980-1982 op 2 locaties; een kust nabije locatie (Terheijde 2 km) en een locatie in het buitengebied van de kuststrook (Noordwijk 70 km).

- 3.37 -

Figuur 3.19

Zwareraetaalconcentraties(totaal en opgelost) op 2 meetpunten van het WAKWON-meetnet [56]; afzonderlijke metingen en maandgemiddelden met betrekking op de periode 1980-1982. A. Terheijde 2 km

- 3.38 -

B) NOORDWIJK

70 km

Zn

Cd >••»«•••+--«»•

UJ

1 JAN

1 MAR

1 MAY

I JUL

1SEP

.-o

I NOV

31 DEC

I JAN

1 MAR

1 MAY

1 JUL

Cr

I SEP

I NOV

31

OEC

Pb 2.8-

»

i.s-

»> • I »

< «

0

*

•

*.$-

+

• •

•

*

+

"" +

•

.•

+

K** +

9,91 JAN

1MAR

1MAY

1 JUL

1 SEP

1 NOV

31 OEC

1 JAN

1 MAR

I MAY

Cu

3.

1 JUL

1 SEP

1 NOV

31

OEC

Hg

<

er i-

z

UJ

u z o o _l < < I-

w, 2

t ,

JAN

1MAR

I MAY

1 JUL

+ - OPGELOST METAAL <> - TOTAAL METAAL

Figuur 3.19

1 SEP

1 NOV

310EC

1 JAN

1MAR

1 MAY

I JUL

I SEP

1 NOV

31

OEC

| - GEMIDDELDE WAARDE

Zware m e t a a l c o n c e n t r a t i e s ( t o t a a l en o p g e l o s t ) op 2 meetpunt e n van het WAKWON-meetnet [ 5 6 ] ; a f z o n d e r l i j k e metingen en maandgemiddelden met b e t r e k k i n g op de p e r i o d e 1980-1982. B. Noordwijk 70 km

- 3.39 -

Uit de opgeloste en totaal metaalmetingen is de verdeling van een zwaar metaal over vaste en opgeloste fase te berekenen. Deze verdeling is als volgt weer te geven: metaal in vaste fase

=

totaal - opgelost (ug/1) * totaal (Pg/l)

In figuur 3.19 is de variatie in het percentage metaal in de vaste fase waar te nemen. Na combinatie van de beschikbare meetgegevens tot een gemiddeld percentage metaal in de vaste fase kan met wisselende betrouwbaarheid een range voor dit percentage worden aangegeven. Per metaal kan ten aanzien van het berekende gemiddelde percentage, en de afzonderlijke waarnemingen op T2 en N70 (zie figuur 3.19) het volgende worden geconcludeerd. Cadmium: percentage in de vaste fase 35-50% (69 monsters); op T2 (kust nabij) lage zomerconcentraties en een laag percentage metaal in de vaste fase; op N70 onbetrouwbare totaalmetingen. Zink: percentage in de vaste fase 40-55% (72 monsters); op 12 duidelijk lage (totaal en opgeloste) concentraties in de zomer; op N70 hoge voorjaarsconcentraties; constante procentuele verdeling vast-opgelost. Koper: percentage in de vaste fase 35-50% (65 monsters); zowel op T2 als N70 hoge voorjaarsconcentraties en kleine absolute concentratieverschillen tussen 12 en N70, vergeleken met overige metalen; constante procentuele verdeling vast-opgelost. Kwik: percentage in de vaste fase 45-60% (40 monsters); overige waarnemingen vergelijkbaar met koper. Lood: percentage in de vaste fase 80-90% (81 monsters); op T2 lage concentraties in de zomer; op N70 minder betrouwbare totaalmetingen. Chroom: onbetrouwbare gegevens (2 3 monsters), waardoor de vaststelling van een procentuele verdeling discutabel is (30-80%).

De verontreiniging van zwevend-stof kan slechts worden berekend wanneer de metaalconcentraties kunnen worden gecombineerd met de zwevend-stofconcentratie van hetzelfde monster. De op deze wijze door RIZA [57] bepaalde gemiddelden per monsterpunt zijn weergegeven in tabel 3.6.

- 3.40 -

T2

N70

T30

conc. in

perc. in

conc. in

perc. in

conc. in

perc. in

zwev.stof

zwev.stof

zwev.stof

zwev.stof

zwev.stof

zwev.stof

Ug/g

%

Cadmium

5,2

34

Kwik

2,1

43

%

Pg/g 36 5,8*

%

37

ug/g 79*

56*

25*

6,1

27

Koper

49

25

154*

44

632*

46

Lood

116

78

389

78

408

77

Zink

336

50

456

44

297*

46

Chroom

108*

53*

*

69*

43*

21*

20*

onbetrouwbaar wegens grote spreiding tussen 1981 en 1982

Tabel 3.6

Overzicht van gemiddelde zware metaalconcentraties en -percentages in zwevend-stof, WAKWON 1981-1982 [57]

Ter bepaling van de gemiddelde metaalconcentratie in zwevend-stof kan ook de volgende berekening worden gemaakt, waarbij de gemiddelde zwevendstof concentratie, zoals bepaald in paragraaf 3.3.1, en de gemiddelde verdeling worden gebruikt. Bijvoorbeeld voor zink:

Totaal Zn * Perc. in zw.stof

/

zw.stofconc.

=

Zn in zwevend-stof

Gemiddelden (WAKWON)

T2

T30

Zn'in zwevend stof

47%

47%

Totaal Zn

9,6

Pg/1

3,4

ug/i

12,5

mg/l

4.4

mg/l

Zwevend-stofconcentratie Zn in zwevend-stof

360

Hg/g

363

Pg/g

De berekening op basis van gemiddelden geeft voor de twee meetlocaties van de Terheijde-raai een gelijk verontreinigingsniveau van het zwevend-stof, ondanks de verschillen in totaal Zn en zwevend^stofconcentratie. Wanneer de in de literatuur gehanteerde distributie- of partitiecoëfficiënt (Kd) wordt bepaald uit de berekening voor zink, blijkt dat de Kd (concentratie in de vaste fase (Mg/g) / concentratie in oplossing (ug/1)) niet constant is. De concentratie in oplossing varieert dus blijkbaar,

- 3.41 -

terwijl de concentratie in de vaste fase mogelijk constant blijft in het beschouwde deel van de kuststrook.

Overige gegevens In tabel 3.7 is een overzicht gegeven van gemeten metaalconcentraties in gesuspendeerd en bodemsediment die bruikbaar zijn bij het bepalen en evalueren van de zwevend-stof- en bodemverontreiniging in de Noordzee. 2

3

*

5

0.2 100 55 0.4 75 13 70

0.13 104 52 0.17 53 16 48

0.19 75 35 0.17 53 19 97

0.13 83 47 0.08 58 16 83

1 Cd Cr CU lig Ni Pb Zn

0.3 60 20 0.1 30 30 95

-

0.4 83 25

- 35 - 35 - 100

10 Cd Cr Cu 11(5

Ni l'b Zn

4.3 55 45 1.0 30 105 300

11 1.5 4 3 0.19 1.9 7.2 20

12

-

1.6

-

7

-

7.8

- 120

2.1 4.9 39 0.05 8.1 11 483

6 0.3 40 10 0.05 17 40 60

-

0.4 50 13 0.14 23 55 85

13 1.0 0.4 116 125 27 30 0.52 0.14 44 29 78 75 133 189

1* -

2.5 170 43 0.82 38 160 371

0.2 78 16 0.1 21 46 98

7

8

1.12 105 100

65 1650 660 45 150 880 3050

90 155 350

9 0.5 10 5 0.05 10 15 20

-

4 70 30 0.5 25 90 220

15

16

17

0.8 110 18 0.51 22 65 180

0.22 144 34 0.3 49 66 134

0.2 80 20 0.12 50 20 80

11) Oude. polders, 15-16e eeuw, voornamelijk rij «sediment 1671. (2) Aardkorst, gemiddelde schalies + kleien [331. (3) Rijnsedlment, op basis van natuurlijke erosie [72J, (*) Gemiddeld sediment 1931. (5) Clarke waarde lithosphere 1843. (61 Kattegnt bodemsediment, min-max uit 30cm kern (92J. (71 Gesuspendeerd rivier materiaal (701. H l Riviersediment, maximaal, Nieuwe Merwede (591. (91 Zeeslib op loswal Noordzee, hoogste - laagste (591. (10) Ilavenslib, buitenhavengebied gemiddeld, klasse 1 (59J. (11) Fythoplankton, soms Ti gecorrigeerd (lage waarden) (471. (12) Zooplankton faeces (31). 113) Noordzecbodem: 70 km uit de kust — 0-20 km Zeeland ~ N-Z Hollandse kust, fractie < 63 u (921. (1*) Minimum gehalte in bodemsediment van de Nederlandse kuststrook (zie 13) (921, (15) Vlaamse banken, 1978, genormeerd op 50J? kleiner 16 u (93). (16) Noordzeebodem; 70-100km uit Terschelling kust (921. (17) Achtergrondwaarde: Natuurlijk Niveau van Erosief Noordzeesediment.

Tabel 3. 7 Literatuur-referentie's van metaalconcentraties (in up,/g) in zwevend-stof en bodemsediment De achtergrondwaarde in tabel 3.7 (kolom 17) is te beschouwen als een maat voor Noordzeeslib zonder invloed van verontreinigingsbronnen. Zwevend-stof met een dergelijk verontreinigingsniveau kan zich in de Noordzee in suspensie bevinden door instroming vanuit Kanaal en Atlantische Oceaan of door erosie van de Noordzeekust of Noordzeebodem. De aanname is tot stand gekomen via de referenties in tabel 3.7, voornamelijk kolom 1-7, en is representatief voor zwevend-stof (slib) met een deeltjes-grootte kleiner dan 63 ym. De ruimtelijke variatie in zware metaalconcentraties in Noordzee zwevendstof wordt gegeven door Duinker [2 3] in figuur 3.20 door middel van isoconcentratielijnen voor koper, zink en mangaan. Tijdens dezelfde monstercampagne werden seston- (zwevend-stof) concentratie en de concentratie van

- 3.42 -

organisch materiaal, ijzer en aluminium in seston gemeten. Deze laatste drie parameters geven mogelijk informatie omtrent de bindingsvorm van een metaal in de vaste fase.

Figuur 3.20

Meetgegevens voor de Noordzee van saliniteit, zwevend-stof en zwevend-stofverontreiniging op basis van 2 meetcampagnes: april-mei 1974 (Duitse Bocht, oktober 1975 (Nederlandse kuststrook) [2 3]

- 3.43 -

Conclusies Uit de hoeveelheid beschikbare gegevens is geen eenduidige conclusie te trekken wat betreft de verontreiniging van het Noordzee zwevend-stof. De berekende concentraties, bijvoorbeeld voor zink op T2 en T30, doen vermoeden dat het uit de Rijn afkomstige zwevend-stof grote invloed heeft op het beschouwde deel van de Noordzee; vergelijk meetgegevens van Rijnsediment (tabel 3.7, kolom 7, 9, 10). Dit vermoeden wordt versterkt door de overeenkomst in de berekende concentraties voor T2 en T30. Tabel 3.7 (kolom 13) geeft aan dat de verontreiniging van het zwevend-stof een goede indicatie kan zijn voor de verontreiniging van de bodem. Dit is een aanwijzing dat de toplaag van het bodemsediment mogelijk recent gedeponeerd zwevend-stof is.

De bruikbaarheid van het gevonden percentage metaal in zwevend-stof voor bijvoorbeeld modelberekeningen van de verspreiding van verontreinigingen is beperkt door de geringe betrouwbaarheid van de metingen en de grote invloed van Rijnsediment. De verdeling over vast en opgelost is hierdoor waarschijnlijk een afspiegeling van de verdeling zoals deze in het Rijnestuarium voorkomt. De gevonden percentages in de vaste fase voor Cu, Zn, Hg en Cd van ongeveer 50% komen wereldwijd echter zeer vaak voor onder zeer verschillende omstandigheden zonder dat daarvoor een bevredigende verklaring is. Hetzelfde geldt voor het percentage lood (85%) in de vaste fase, waaruit volgt dat lood van de beschouwde zware metalen de grootste affiniteit voor de vaste fase vertoont.

In figuur 3.21

[57] is getracht de zinkconcentratie in zwevend-stof

(mg/g) te koppelen aan het zwevend-stofgehalte (mg/l). De gevonden relatie geeft weer dat er bij hogere zwevend-stof gehalten (ten gevolge van hoge windsnelheden) minder invloed van verontreinigd Rijn zwevend-stof valt waar te nemen, waarbij dit effect op T30 het grootst is. De aangegeven verbanden en met name het lineaire verband op T2 geven geen enkel inzicht in de verdeling van bijvoorbeeld zink over de opgeloste en vaste fase, terwijl deze verdeling uitermate belangrijk is bij het aangeven van het belang van zwevend-stof als drager van verontreinigingen en als bron voor de bodemverontreiniging.

- 3.44 -

1.2

0 TER HEIJDE * TER HEUDE

l

01

30 2

O)

\ c °* • y £

i0ü

t

*

0.4

*

*

»

X^ô 0.0 9

Figuur 3.21

4

a

12

16 20 - » • ZWEVENO STOF

24 (g/m3)

Relatie tussen zinkconcentratie inizwevend-stof en zwevendstofconcentratie, meetgegevens WAKWON 1980-1982 [57]

De relatie tussen de verdeling over vast en opgelost en de zwevend-stofconcentratie is in de huidige studie wegens tijdgebrek niet via een berei

kening toegelicht, terwijl hiervoor in principe mogelijkheden

zijn op

basis van het WAKWON-bestand en op basis van; metingen van Duinker [23, 24], Globaal is op basis van de metingen van Duinker [23, 2 4] (zie figuur 3.20) af te leiden dat het percentage koper en zink in de vaste fase in dezelfde range ligt als op basis van de WAKWONf-metingen. Opvallend is dat het percentage hoger is naarmate de concentratie organische stof in het zwevend-stof hoger is. Hieraan gerelateerd kan het percentage zink en koper in vaste stof oplopen tot ongeveer 75%. j Interacties tussen opgeloste en particulaire zware metalen

De verdeling van verontreinigingen over opgeloste en vaste fase in de Noordzee is niet constant, maar afhankelijk van een groot aantal parameters en processen. Om deze processen voor de Noordzee te kunnen beschrijven is het nodig de fysisch-chemische verschijhingsvormen van zware metalen te kennen in zowel opgeloste als particulaire (vaste) fase. De verdeling over deze verschijningsvormen wordt specialtie genoemd, waarvan figuur 3.22 door middel van een speciatieschema een oyerzicht geeft [85]. In dit schema is de scheiding tussen opgelost en partiiculair te herkennen en is tevens aangegeven welke mogelijkheden bestaan om de verdeling van een metaal over de verschillende fracties aan te geven.

3.45

'OISSOLVED' METAL FORM

SPECIATION MOOELLING

OPERATIONAL MEASUREMENT

FREE

Figuur 3.22

'PARTICULATE'

AOSORBED STRUCTURAL STRUCTURAL COMPLEX ED COLLOIDAL ON PARTICLES (ORGANIC) (INORGANICj "iifiürM""! ïïnpi 1

f qwlihriam madalt

s i » ft •ctioniiion ASVwilSeh Bmicil j>r«triitm»«t Chtlcx

BIOLOGICAL UPTAKE

0.4 5 «

1

j. . i(Mir» fhms

uvpiiot«ir*i» •xtnction Biecatarti

(MiaktOB itetici* U»d«r*

Speciatleschema van verschillende metaalfracties of -componenten in relatie tot enerzijds de deeltjesgrootte en anderzijds de analysemogelijkheden van de verschillende fracties in natuurlijke watersystemen, gemodificeerd naar [85]

Hieronder volgt onder i) een korte typering van de verschillende speciatievormen in de Noordzee, waarbij voor de particulaire fase een gedeeltelijk gewijzigde indeling ten opzichte van figuur 3.22 wordt gehanteerd. Tevens is om het belang van de verschillende speciatievormen aan te geven in deze paragraaf onder ii) een berekening uitgevoerd met het chemisch evenwichtenmodel CHARON [16] , en is aandacht besteed onder iii) aan literatuurgegevens van extractieprocedures (zie figuur 3.22). Tot slot komen in iv) de processen ter sprake die bij de interactie tussen opgeloste en particulair gebonden zware metalen een belangrijke rol spelen.

i) Speciatievormen in de Noordzee Vrije metaalion (opgelost): Voor de meeste zware metalen is dit het voorkomen als meerwaardig kation, bijvoorbeeld Zn 2+ , Cd , Hg 2 + , Pb 2 + , Cu 2+ , 3+ Cr . In de Noordzee is het percentage vrij ion van het in oplossing voorkomende metaal voor de genoemde metalen (behalve zink) minder dan 10% [86] door de aanwezigheid van grote hoeveelheden complexerende negatieve ionen. De fractie vrij ion bezit van de verschillende fracties de hoogste biologisch beschikbaarheid [2J.

- 3.46 -

Gecomplexeerd metaallon (opgelost): In de Noordzee, zoals In gemiddeld oceaanwater, zijn vele negatieve liganden aanwezig om het vrije kation te complexeren. Het chloride-ion is bij de optredende chlorideconcentraties (18-19°/oo voor de Noordzee) voor cadmium en in mindere mate zink (figuur 3.23), maar ook voor kwik en in mindere mate lood de belangrijkste complexvormende ligande. Voor koper is dit het carbonaat-ion en voor chroom het hydroxide-ion. Complexatie kan worden onderzocht met behulp van chemisch-evenwicht modellen, zoals CHARON [16].

Figuur 3.23

Voorkomen en complexatievormen van cadmium en zink in oplossing bij verschillende chloridecoijicentraties [70]

Colloidaal metaal (opgelost): De colloidale fractie bestaat uit deeltjes met een hoog molecuulgewicht (M: 1000-100000), die niet groter zijn dan 0,45 ym. In deze fractie kan een belangrijk deel van de opgeloste fractie zich bevinden door de grote hoeveelheid metaalcomplexeerders

die erin

aanwezig zijn. Vooral organische macromoleculen zijn in staat grote hoeveelheden zware metalen te binden. Via het flocculatieproces, dat voornamelijk in de estuaria optreedt (paragraaf 3.2.1), kunnen colloïden particulair materiaal vormen. Hierbij verandert de verdeling over opgeloste en

- 3.47 -

vaste fase. Voor de Noordzee is het belang van de colloidfractie vrijwel onbekend.

Reversibel geadsorbeerd metaal (vast): Deze fractie betreft de kationen die zich op uitwisselbare plaatsen aan het zwevend-stof bevinden. De uitwisselbare plaatsen zijn de negatief geladen oppervlakken van kleimineralen, organische stof of ijzer-, mangaan- of aluminium-oxiden of -hydroxiden. De op deze plaatsen geadsorbeerde zware metaalionen zijn in principe uitwisselbaar met andere kationen, afhankelijk van concentratie in oplossing, concentratie van de vaste fase (zwevend-stof), pH, complexerende stoffen en temperatuur. Irreversibel geadsorbeerd metaal (vast); Deze fractie zwaar metaal kan op vele manieren zijn opgenomen in of gebonden aan het zwevend-stof, bijvoorbeeld door adsorptie, chemosorptie, coprecipitatie, flocculatie van colloïden, opname in fytoplankton of door aggregatie onder invloed van zooplankton en zoobenthos. Dit gedeelte van het particulair (zwevend-stof) gebonden metaal is daarbij niet vrij uitwisselbaar onder de omstandigheden die op de Noordzee heersen, maar kan vrijkomen na processen die optreden tijdens transport of in de bodem. Bijvoorbeeld door mineralisatie, verzuring en destructie van kleimineralen of aggregaten. Inert metaal (vast): De metalen in de inerte fractie zijn resistent tegen onder Noordzee-omstandigheden

optredende

processen. Deze zware metalen

gijn dikwijls ingebouwd in silicaten of komen voor in en als kristallijne metaaloxiden. De hoeveelheid inert zwaar metaal in Vg/g is te schatten uit de achtergrondwaarde voor natuurlijk erosief sediment (tabel 3.7, kolom 17) en komt eveneens overeen met de Clarke-waarde (tabel 3.7, kolom 5), die de gemiddelde concentratie van een element in de aardkorst aangeeft.

ii) Berekening van chemisch evenwicht met CHARON

Voor vier zware metalen is de fractie die uitwisselbaar (reversibel) is geadsorbeerd en de belangrijkste speciatlevorm in oplossing berekend met CHARON [16], vergelijkbaar met het adsorptiemodel van Bourg [4], Op basis van thermodynamische

evenwichten is een verdeling gesimuleerd

van: a)

opgelost metaal in gemiddeld Noordzeewater en b) geadsorbeerd metaal aan

- 3.48 -

gemiddeld

Noordzee

zwevend-stof. Als

invoergegevens

zijn de opgeloste

metaalconcentratie, zwevend-stofconcentratie en een CEC voor het zwevendstof gebruikt, die representatief

zijn voor een meetpunt in de nabije

kuststrook (b.v. T4). De CEC, de 'cation exchange capacity', is bepaald aan de hand van het klei en organische stofgehalte van gemiddeld Noordzee zwevend-stof en bedraagt 50 meq/lOOg. De simulatie bood geen mogelijkheid om adsorptie aan Fe-hydroxiden in het model te betrekken wegens gebrek aan gegevens. Dit kan als consequenties hebben dat het adsorptiepercentage voor Cr en mogelijk ook voor Zn te laag is berekend. De resultaten zijn weergegeven in tabel 3.8. Concentratie

Percentage

Belangrijkste speciatie-

in oplossing

geadsorbeerd

vorm in oplossing

Cd

0,15 yg/1

2,0

CdCl+

Cr

2,0

pg/1

1,9

CrOH2+

Cu

1,5

Pg/1

41,5

CuC03

Zn

10,0

ng/1

4,2

Zn++

Tabel 3.8

Adsorptiepercentage van zware metalen in de Noordzee met het chemisch model CHARON en een zwevend-stofconcentratie van 10 mg/l met CEC 50 meq/lOOg

De berekende adsorptiepercentages komen niet overeen, behalve wat betreft koper, met de gevonden ranges voor het percentage zwaar metaal in de vaste fase (paragraaf 3.5.1). De berekening via chemisch evenwicht geeft slechts het uitwisselbare deel metaal in de vaste fase, met inachtneming van de concentratie metaal in oplossing en de concentratie zwevend-stof. Er wordt

geen uitspraak gedaan over het irreversibel geadsorbeerde of

inerte deel van het metaal. Concluderend mag worden gesteld dat wanneer chemisch evenwicht wordt verondersteld de fractie cadmium, chroom en zink die in de vaste fase is aangetroffen door berekeningen met WAKWON-gegevens, slechts voor een klein deel uitwisselbaar (reversibel) geadsorbeerd is. Voor koper geldt dit in mindere mate.

- 3.49 -

iii) Extractieprocedures Chemische extracties bieden de mogelijkheid om uitgaande van het particulaire materiaal, zonder uitspraken te doen over concentraties in oplossing, de distributie over de verschillende op operationele basis gedefinieerde fracties zwaar metaal in de vaste fase te beschrijven. Chemische extracties aan Noordzee zwevend-stof zijn echter niet verricht in WAKWON-kader, zodat van literatuurgegevens gebruik moet worden gemaakt. Vaak betreft het hierbij gegevens van recent gesedimenteerd bodemmateriaal, in plaats van zwevend-stof, op basis waarvan een schatting kan worden gemaakt van de op de Noordzee voorkomende distributie over de verschillende fracties. Het gebruikte extractiemiddel bepaalt welke fractie vrijkomt, en wordt over het algemeen gekozen als zijnde indicatief voor een in de natuur optredend proces. De met 1M ammoniumacetaat extraheerbare hoeveelheid is representatief voor de reversibel (uitwisselbaar) geadsorbeerde fractie zwaar metaal [29]. Van Breemen et al. [6] geven deze fractie voor opgespoten havenslib, qua samenstelling vergelijkbaar met Rijn-bodemsediment (tabel 3.9).

Ged.water^1)

1M A m A c ^ 13,0

Tot.1-3

H202 (3%)

17,0

30,4

2,4

Azijn (pH5) (3)

Cd

0,36

Cr

0,04

0,04

0,1

0,2

20,0

Cu

0,34

2,4

2,9

5,6 ,

17,0

Ni

0,67

3,0

5,8

9,5

13,0

Zn

0,05

5,1

10,3

15,5

4,6

Tabel 3.9

Mobilisatiepercentages ten opzichte van totaal gehalten met behulp van 4 chemische extracties [6]

De extractie met water (tabel 3.9) kan mogelijk aangeven wat het effect van verhoogde turbulentie kan zijn. De verschillende in gebruik zijnde extractiemethoden geven indicaties van de hoeveelheid desorberend zwaar metaal dat gebonden is in de verschillende

irreversibel geadsorbeerde

fracties. Op deze wijze is de irreversibel geadsorbeerde fractie in te

- 3.50 -

delen naar extractie (desorptie) proces, waarbij overlap mogelijk is wanneer niet sequentieel wordt geëxtraheerd. Zo geeft de hydroxylamine-HCl extractie bij een pH van 2 voor Rijn en Waddenzee bodemsediment

[68]

(figuur 3.24) en de Azijn extractie (tabel 3.9) voor havenslib een indicatie van mogelijke desorptie bij verzuring. Een proces dat op de Noordzee (pH = 8,2)

slechts

onder

speciale

omstandigheden

op zal treden. Een

peroxide (H202) extractie geeft mogelijk de fractie gemobiliseerd zwaar metaal na mineralisatie van het aanwezige organisch materiaal.

Figuur 3.24

Resultaten van extracties aan Rijn en Waddenzee bodemsediment, weergegeven als percentage van de totale hoeveelheid geëxtraheerd metaal [68]

Iedere extractie leidt zo tot zijn eigen uitleg over een deel van de irreversibele fractie. Standaardisatie is derhalve gewenst om tot uniforme resultaten te komen.

iv) Processen en conclusies

De parameters die de speciatie van zware metalen in de Noordzee beïnvloeden zijn vrij constant met uitzondering van parameters die de opname door primaire producenten bepalen. Variatie in de omgevingsconditieparameters vindt vooral plaats in de estuaria. De speciatie van zware metalen zoals die in oplossing en zwevend-stof in de estuaria voorkomt is daarom een

- 3.51 -

zeer belangrijke randvoorwaarde voor de Noordzee, mede omdat het overgrote deel van het sterk verontreinigde zwevend-stof uit de estuaria afkomstig is. Wanneer de estuaria als bron worden beschouwd kunnen drie processen worden onderscheiden die de verdeling over opgeloste en particulaire fase in de Noordzee verder beïnvloeden. • Instelling van evenwicht tussen het reversibel (uitwisselbaar) geadsorbeerde deel van enerzijds verontreinigd particulair materiaal uit de rivieren en anderzijds relatief schoon marien particulair materiaal. Dit vindt plaats afhankelijk van de opgeloste concentratie van zware metalen, zwevend-stof en complexvormers en van de temperatuur. Netto desorptie is hierbij waarschijnlijk door de lagere metaalconcentraties op de Noordzee, terwijl de hoeveelheid

gedesorbeerd metaal wellicht gering

blijft. • Desorptie van een deel van de als 'irreversibel geadsorbeerd' gedefinieerde fase. Dit kan in zeewater plaatsvinden na bijvoorbeeld mineralisatie van organisch materiaal. Hierbij speelt de vorm van binding in de irreversibele geadsorbeerde fractie een grote rol. Wanneer ook op de Noordzee aggregaten voorkomen, zoals Eisma en Kalf [27] deze beschrijven voor de Waddenzee, namelijk als samenklonteringen met een deeltjesgrootte van 0,5 tot 20 Pm van kleimineralen, carbonaten, ijzerhydroxiden en andere minerale delen bijeengehouden door organisch materiaal, kan hiermede een groot deel van de irreversibel geadsorbeerde fractie zwaar metaal geassocieerd zijn. Processen die optreden in een havenslibbodem kunnen mogelijk indicatief zijn voor processen die optreden na mineralisatie en destructie van aggregaten. In figuur 3.25 is in dit perspectief het effect van mineralisatie op enerzijds het percentage irreversibel (peroxide extractie) geadsorbeerd zwaar metaal en anderzijds de hoeveelheid uitwisselbaar (Ammonium acetaat extractie) geadsorbeerd zwaar metaal weergegeven. Verdere processen die desorptie van de irreversibel geadsorbeerde fase bewerkstelligen treden over het algemeen pas op na permanente depositie (zie paragraaf 3.6.2).

- 3.52

— • P E R /TOTAL 1 5

3 15

2 10

\

4 20

5 Cd 25 Cu, Zn

• % \

\

V

50

§

i

uu. 2 o i2

J3 o

O tu

>

3 '.Cd

V" \ 100

(•/•)

\ \

^

J

A V

\ Cd • \ • \ •

l >o

!

Cu

\ \

«

6

\ \

\

\

-»^.Zn

\

\ \

1 |

\

150

*""S

E U

\ 1 1 1 1

\cu \

i

2

^

_ _ _ ^

Z

»-

ONLV OXIDIZED SOIL

15 VEARS FOREST

Q.

UI

•

/uu ^

1

5

7 —•TIME

Figuur 3.25

15 (y)

Verloop van de extraheerbare fracties metaal, weergegeven als percentage ten opzichte van totaal zwaar metaal, in de tijd en met de diepte in bodemprofielen van opgespoten havenslib uit het Rijnestuarium [6]

• Opname door of adsorptie aan nieuw gevormd organisch materiaal. Dit is zeer waarschijnlijk het belangrijkste proces in de Noordzee waardoor zware metalen vanuit de opgeloste fase in de particulaire fase zowel reversibel als irreversibel worden gebonden. Op de open oceaan is het enorme belang van dit proces reeds herhaaldelijk aangetoond [5, 7, 38, 70]. De hoge percentages in de vaste fase, die uit figuur 3.20 zijn af

- 3.53 -

te leiden wanneer het organische stofgehalte in seston (zwevend-stof) hoog is, duiden eveneens op het belang van dit proces voor de Noordzee. Een berekening voor bijvoorbeeld zink kan aangeven om welke hoeveelheden het gaat. Uitgaande van 38 * 10

ton primaire produktie per jaar [55],

vermenigvuldigd met een Zn-gehalte in fytoplankton van 120 Pg/g (tabel 3.7, kolom 11), wordt een hoeveelheid zink in fytoplankton gebonden van 4560 ton Zn/jaar. Dit is een hoeveelheid die overeenkomt met 70% van de totale jaarlijkse Zn-belasting op de Noordzee vanuit het Rijn-estuarium. Voor zink is dit nog een lage schatting ten gevolge van de laag gekozen Zn concentratie in fytoplankton. Zooplankton en macrozoobenthos hebben samen een relatief kleine biomassa, hun activiteit is echter belangrijk. Door graas en filterwerking kunnen zij actief aggregaten produceren vanwege de verkittende werking van hun faeces. Deze faeces bevatten relatief hoge metaalgehalten (tabel 3.7 (kolom 12)). Wanneer de totale hoeveelheid op biologische wijze in de particulaire fase opgeslagen zwaar metaal uiteindelijk in het detritus achterblijft, waarvan de totale hoeveelheid voor de Noordzee naar schatting slechts c

10 ton bedraagt [28], kunnen in dit detritus zeer hoge metaalconcentraties voorkomen. Duinker en Nolting [22, 23] schrijven aan het detritus de belangrijkste rol toe wat betreft metaalbinding en -accumulatie. ,3 Modelberekeningen van de zwevend-stofverontreiniging met cadmium

In analogie met de berekeningen met DELWAQ-ESTFLO op basis van de verspreiding van watermassa's (hoofdstuk 2) kan ook de zwevend-stofverontreiniging worden berekend. Als voorbeeld voor de berekening van de zwevend-stofverontreiniging is cadmium gekozen, en wel omdat cadmium sterk toxisch is en in sterk verhoogde concentratie in de Noordzee aanwezig is.

De cadmiumconcentratie in zwevend-stof kan via een eenvoudige principeberekening worden aangegeven. De verontreinigende invloed van de rivieren via het vanuit de estuaria aangevoerde zwevend-stof speelt bij deze berekening een grote rol.

- 3.54 -

De basis van de berekening wordt gevormd door de DELWAQ-ESTFLO verspreidingsresultaten van de verschillende watermassa's, weergegeven in figuur 2.14 en 2.17 als fracties N. Atlantisch-, Kanaal- en rivierwater. Daarbij zijn de volgende aannamen gebruikt: o

• N. Atlantisch water bevat gemiddeld 1 g/m

en Kanaalwater gemiddeld _5_

o

g/m

zwevend-stof. De hoeveelheid cadmium in dit zwevend-stof is veron-

dersteld £l2_[Jgj^g_ te zijn (tabel 3.7, kolom 17). • Rivierwater bevat gemiddeld 20 g/m

zwevend-stof, hetgeen gecalibreerd

is op de Rijnsituatie (1980), met een cadmiumconcentratie in zwevendstof van 25 Pg/g, overeenkomstig gegevens van Salomons (figuur 3.29). Op basis van deze aannamen is achtereenvolgens te berekenen: de totale zwevend-stofconcentratie (figuur 3.26a, vergelijk 3.18c), de zwevend-stofconcentratie

op basis van alleen de rivierfractie (figuur 3.26b), het

procentuele aandeel in de zwevend-stofconcentratie op basis van slechts het zwevend-stof in de rivierfractie (figuur 3.26c), de berekende zwevendstofverontreiniging

(figuur 3.26d, vergelijk 3.26a), en het procentuele

aandeel in de zwevend-stofverontrelniging op basis van de aan zwevend-stof gebonden cadmium in de rivierfractie (figuur 3.2 6e). In de resultaten van de principeberekening is de toevoer van zwevend-stof door erosie op de Noordzee verwaarloosd, wat aanzienlijk hogere concentraties cadmium in zwevend-stof geeft en waardoor de percentages rivier zwevend-stof duidelijk overschattingen zijn. Concluderend kan worden gesteld dat door middel van een conservatieve benadering van de zwevend-stofverspreiding via de waterfracties en ondanks de verwaarlozing van erosie, sedimentatie of andere processen toch een idee wordt gevormd van de ruimtelijke verdeling van de zwevend-stofverontreiniging en ook van de invloed van de verschillende zwevend-stofbronnen op de mate van zwevend-stofverontreiniging.

- 3.55

A)

B)

O

D)

E)

A) Zwevend-stofconcentratie op basis van waterfracties in g/rn-^ B) Zwevend-stofconcentratie op basis van rivierwaterfractie in g/m C) Procentuele aandeel van het zwevend-s tof op basis van het zwevend-stof in rivierwaterfractie D) Cadmiumconcentratie in zwevendstof in ug/g op basis van alle onderscheiden waterfracties E) Procentuele aandeel in de zwevend-s tof verontreiniging op basis van het cadmium in het zwevend-stof van de rivierwaterfractie

Figuur 3.26

Verspreidingsresultaten van het DELWAQ-ESTFLO model, waarin de relatie tussen verspreiding van zwevend-stof en de gelijktijdige verspreiding van cadmium is weergegeven (wintersituatie

- 3.56 -

Met behulp van het DELWAQ-ESTFLO model Is eveneens een benadering van de zwevend-stofverontrelnlglng denkbaar op basis van de verspreidingssimulaties

van

totaal

cadmium

(figuur 2.24) en van

zwevend-stof

3.18c). De concentratie van cadmium in zwevend-stof

(figuur

in Vg/g is dan te

berekenen na aanname van een bepaalde verdeling van cadmium over opgeloste en vaste fase. De in paragraaf 3.5.1 gevonden verdeling van 35-50% biedt echter niet de gewenste betrouwbaarheid, en is daarbij mogelijk slechts representatief voor een klein deel van de Noordzee. Tevens is het eigen karakter van zwevend-stoftransport

nog in onvoldoende mate in het model opgenomen,

zodat het weergeven van dergelijke verspreidingssimulaties met DELWAQESTFLO voor de zwevend-stofverontreiniging

op dit moment prematuur zou

zijn.

Organische microverontreinigingen

In deze paragraaf volgt een kort overzicht van de verschillende organische microverontreinigingen en de beperkte kennis die aanwezig is voor het beschrijven van voor deze stoffen belangrijke processen ten aanzien van wateren bodemverontreiniging. Hierdoor kunnen de op zware metalen gerichte analyseresultaten mogelijk in een breder kader worden geplaatst. Organische microverontreinigingen omvatten een breed scala van verbindingen, die in de meeste gevallen moeten worden gerekend tot de xenobiotische stoffen. Op basis van molecuulgrootte en/of toepassingsgebied kan de volgende indeling worden gemaakt: - Verbindingen met een laag molecuulgewicht. Deze verbindingen worden vooral gebruikt als oplosmiddel of ontstaan als tussenprodukt bij de bereiding van andere chemicaliën. Door hun lage molecuulgewicht zijn deze verbindingen vluchtig en worden vooral via de atmosfeer verspreid. Voorbeelden

zijn tetra- en trichloormethaan en

vinylchloride. - Biociden. Het bekenste voorbeeld uit deze groep, DDT, wordt vanwege zijn grote persistentie en toxiciteit vrijwel niet meer toegepast in de geïndustrialiseerde landen. Andere voorbeelden uit deze groep zijn dieldrin, endrin en gechloreerde phenolen.

- 3.57 -

- Gechloreerde paraffine-achtigen. Deze verbindingen worden vooral gebruikt als additieven in verven, lijmen en smeerolie. Over hun gedrag in het milieu is nog weinig bekend. - PCB's (polychloorbifenylen). Deze verbindingen

zijn uiterst stabiel, en worden o.a. toegepast in

transformatoren en condensatoren. Afhankelijk

van molecuulgrootte en

chloreringsgraad zijn de verbindingen meer of minder vluchtig. - PAK's (polycyclische aromatische koolwaterstoffen). PAK's ontstaan bij verbrandingsprocessen van organische stof: bij vuilverbranding, electriciteitscentrales en bosbranden.

De verschijningsvorm (speciatie) van organische microverontreinigingen wordt bepaald door het chemische gedrag van de afzonderlijke verbindingen. Een kleine groep van organische microverontreinigingen bestaat uit in ionvorm voorkomende verbindingen. Deze gedragen zich als metaalionen en kunnen uitwisselen tegen andere ionen. De mate van binding wordt bepaald door de 'cation exchange capacity' (CEC), welke meestal is gerelateerd aan de granulaire samenstelling van het zwevend-stof. De grootste groep van organische

microverontreinigingen

wordt

gevormd

door neutrale stoffen.

Deze worden door hun hydrofobe karakter uit de waterfase gedreven en gaan een associatie aan met organische stof in het sediment of de bodem. De distributiecoëfficiënt K^ voor organische microverontreinigingen (gehalte in vaste fase/gehalte in oplossing) is omgekeerd evenredig met de deeltjesgrootte en is sterk gerelateerd aan het organische stofgehalte. Na een normalisatie op het gehalte aan organisch C is de K^ vrijwel onafhankelijk van de deeltjesgrootte, behalve bij zeer lage organisch C-gehalten (< 0,1%), dan wordt de minerale samenstelling van belang. De oplosbaarheid van organische microverontreinigingen kan variëren van ongeveer 1 yg/1 tot 10

mg/l; de K^-waarde van 10 tot 10 . Algemene uitspraken over het gedrag

van organische microverontreinigingen zijn daarom gevaarlijk.

De ophoping van organische microverontreinigingen in vetweefsel, waardoor bioconcentratie optreedt, berust op hetzelfde principe als de binding aan organische stof; de opname van PCB's door zooplankton is afhankelijk van het vetgehalte [10]. Binding is ook mogelijk aan opgelost organisch materiaal of aan complexerende stoffen, vermindering van adsorptie, van

- 3.58 -

opname door organismen, van accumulatie in vetyeefsel, en van evaporatie. De waarde van de K^ wordt vooral bepaald door de oplosbaarheid in water, welke afneemt met het molecuulgewicht en de effectieve ketenlengte. Een grotere oplosbaarheid geeft een geringere mate van binding aan de vaste stof. In enkele gevallen werd gevonden dat de adsorptie niet reversibel was, wat

inhoudt dat een vastgelegde

stof niet volledig of langzamer

desorbeert [75, 78]. De oplosbaarheid neemt af met de ionsterkte, en is daardoor in zeewater lager dan in zoet water. Voor PCB's werd gevonden dat de oplosbaarheid in zeewater een factor 4 tot 8 lager was dan in gedestilleerd water [17], en dat deze afnam bij een stijging van het chloridegehalte. Een afname van de pH heeft een positieve invloed op de vastlegging van DDT aan opgelost humeus materiaal, doordat de hydrofobie van het humus toeneemt. Een toename van de Ca-concentratie heeft een zelfde effect [9]. Mogelijk is dit proces ook van invloed op andere hydrofobe stoffen.

3.6

ACCUMULATIE VAN VERONTREINIGINGEN IN DE BODEM Voor de bepaling van de bodemverontreiniging is de mate van zwevend-*stofverontreiniging

een

randvoorwaarde, wanneer het

depositiegebieden

van

zweyend-stof betreft (zie paragraaf 3.2.2 en 3.3.3). In permanente erosiegebieden is de bodemverontreiniging afhankelijk van het autochtone bodemsediment. De concentratie aan verontreinigingen in dit autochtone bodemsediment is voor de Noordzee over het algemeen gelijk aan de natuurlijke achtergrondwaarde (tabel 3.7, kolom 5, 17) en geeft daarom uit ecotoxicologisch oogpunt geen problemen. Uitzonderingen zijn weliswaar mogelijk, maar voor de Noordzee nog niet aangetoond. De zware metalen (normaal als verontreinigingen beschouwd) die in het geërodeerde sediment voorkomen zijn over het algemeen in de inerte fractie gebonden, zodat het netto verontreinigd effect ten opzichte van de opgeloste fase te verwaarlozen is. Accumulatie van verontreinigingen in de bodem vindt in principe slechts plaats in zwevend-stof depositiegebieden, waarbij een onderscheid dient te worden gemaakt in niet-permanente en permanente depositiegebieden. In niet-permanente depositiegebieden, zoals waarschijnlijk de Hollandse kuststrook (paragraaf 3.4.1), is de recirculatie van zwevend-stof (parti-

- 3.59 -

culair materiaal) via de bodem mogelijk dusdanig dat de toplaag van het bodemsediment in evenwicht is met het zwevend-stof in de waterkolom, zodat het verontreinigingsniveau van de zwevend-stoffractie (ongeveer < 63 urn) in water en bodem gelijk is. In permanente depositiegebieden treedt de aangegeven recirculatie slechts sporadisch op, bijvoorbeeld in perioden met storm, en vindt als het ware een stapeling van lagen plaats. Hierbij is het

verontreinigingsniveau

afhankelijk van de zwevend-stofverontreiniging ten tijde van depositie. Bodemprocessen kunnen

deze

stapeling

van verontreinigingsniveaus

sterk

beïnvloeden, zodat de concentratie aan verontreinigingen zich wijzigt. Er zijn echter ook voorbeelden van gedateerde kernen, waarbij de tijdschaal van verontreiniging min of meer ongestoord is geconserveerd in het bodemsediment [19],

Achtereenvolgens wordt in deze paragraaf de berekende zwevend-stofverontreiniging (paragraaf 3.5.3) vergeleken met meetgegevens van de bodemverontreiniging in de Nederlandse kuststrook, wordt een tijdschaalberekening uitgevoerd voor een willekeurige locatie op de Noordzee en wordt het effect van bodemprocessen onderzocht.

3.6.1

Berekende zwevend-stofverontreiniging versus gemeten bodemverontreiniging

Meetgegevens van de bodemverontreiniging van de Nederlandse kuststrook [92] geven mogelijkheden voor een vergelijking met de berekende zwevendstofverontreiniging, met name omdat de concentraties in het bodemsediment op basis van de fractie < 63 um zijn bepaald (figuur 3.15). Ten behoeve van deze vergelijking is in figuur 3.27 het berekeningsresultaat van de zwevend-stofverontreiniging met cadmium (zie figuur 3.26d) weergegeven ter plaatse van vier meetraaien langs de Nederlandse kust met direct daarnaast de meetgegevens. Uit figuur 3.27 blijkt dat het sterkst gecontamineerde zwevend-stof zich ter hoogte van de Terheijde-raai bevindt. Naar het noorden neemt de contaminatie af, omdat de verdere lozingsbronnen langs de Nederlandse kuststrook ten opzichte van het Rijn-estuarium verwaarloosbaar zijn. De afname lijkt dus primair het gevolg van menging en diffusie (zie figuur 3.30). De, tot driemaal hogere, berekende waarde in figuur 3.27, is voor een groot deel verklaarbaar met het verwaarlozen van de bijdrage van

- 3.60 -

geërodeerd sediment in het totale zwevend-stóf. Salomons [92] meet voor T50 zelfs een waarde van 11,8 Ug/g, wat mogelijk toch een indicatie is dat ook veel hogere concentraties voor kunnen komen. Over het algemeen geven de gevolgde modelsimulaties (paragraaf 3.5.3) een redelijke overeenkomst te zien met de veldgegevens, zowel ten aanzien van de orden van grootte van de cadmiumconcentratie als ten aanzien van het concentratieverloop langs de raaien.

A) Ar

-

11.8? •

' ^

's. _

•s "^•s \ 's

2

Q

1

12

1

B) I6r

~sx1

1

1

U

10

20

X .• s

8

'1 30,

^ I^ T N 1 50 70 ^ km

Q

.

V

>i

U 10

,

20

â^-..

• - • * « * •

30

50

•

70 km

O — O APPELZAK • - - - • TER HEIJDE D-—O CALANTSOOG » . • • « ROTTUMERPLAAT

Figuur 3.2 7 Vergelijk van de verspreidingsresultaten (wintersituatie) met meetgegevens van de bodemverontreiniging ter plaatse van 4 raaien in de Nederlandse kuststrook A. Bodemverontreiniging met cadmium in yg/g [92] B. Zwevend-stofverontreiniging met cadmium in Pg/g, naar figuur 2 6D Tijdschalen voor Noordzee-bodemverontreinlging Tijdschalen bieden de mogelijkheid om snelheden (in jaren) aan te geven waarmee accumulatie van verontreinigingen in een bepaald gedeelte van de Noordzeebodem plaatsvindt. De processen die bij het berekenen van een tijdschaal worden meegenomen bepalen in hoge mate het eindresultaat, terwijl het tevens noodzakelijk is aan te geven voor welk deel van de bodemkolom de berekeningen worden uitgevoerd. Hieronder wordt het belang aange-

- 3.61 -

geven van de actieve bodemlaag (i) en een voorbeeld toegelicht van de concentratie-ontwikkeling van cadmium in deze actieve laag (ii).

i) De actieve bodemlaag

Deze bovenste bodemlaag wordt verondersteld een actieve relatie te hebben met het aquatische ecosysteem. De actieve relatie is terug te vinden in de mogelijke effecten van verontreinigingen op bodemorganismen, die worden verondersteld voornamelijk in de actieve bodemlaag voor te komen. Daarnaast wordt verondersteld dat in de actieve bodemlaag nog fysische en chemische interactieprocessen met de bovenstaande waterkolom optreden. Een schatting van de dikte van de actieve bodemlaag in de Noordzee is 5 tot 50 cm. De dikte van de actieve bodemlaag (H) is bij berekeningen van de tijdschaal echter een relatieve maat. De mate waarin de dikte overeenkomt met de reële dikte is afhankelijk van de bodemfractie waarvoor de tijdschaal wordt berekend. Wanneer wordt uitgegaan van totaal sediment, dus slib plus zand en eventueel grind, is de dikte gelijk aan de reële dikte. Bij het aangeven van de mate van verontreiniging is het in de meeste gevallen meer adequaat om slechts de fijne fractie van het bodemsediment te beschouwen. Om aan te sluiten bij berekeningen in vorige paragrafen is derhalve de zwevend-stoffractie

(ongeveer < 63 pm) als maatgevend gekozen, waardoor

zwevend-stof bodemaanwassnelheden (s) kunnen worden gebruikt (zie paragraaf 3.3.4). In de actieve bodemlaag vinden processen plaats als: bioturbatie, ontgassing, tijdelijke opwerveling en verschillende chemische omzettingen. Het effect van de gezamenlijke processen is in de berekeningen van de tijdschalen

opgenomen alsof er een continue homogenisatie van de actieve

bodemlaag plaatsvindt. Voor organismen in de actieve bodemlaag is dit te vertalen als een blootstelling aan het gemiddelde verontreinigingsniveau van de actieve bodemlaag. Interactieprocessen

met

de waterfase,

zoals

resuspensie

en

chemische

terugleveringsprocessen zijn in de berekening van de tijdschaal niet meegenomen.

- 3.62 -

De karakteristieke tijdschaal Is ha—deze aannamen nog slechts afhankelijk van (zie tabel 3.10): • De netto zwevend-stofdepositie per jaar (s). • De dikte van de actieve bodemlaag (H).

H : dikte actieve

s : bodemaanwassnelheid in mm/jaar 1.0

2.0

5.0

5 10 20

0,5 100 200 400

50 ' 100 200

25 50 100

10 20

30

600

300

150

60

50

1000

500

250

100

laag in cm

Tabel 3.10

40

Karakteristieke tijdschalen voor bodemverontreiniging; H/s in jaren

De karakteristieke

tijdschaal (H/s) geeft aan hoeveel jaren in beslag

worden genomen om het sedimenterend zwevend-stof in evenwicht te brengen met de actieve bodemlaag wat betreft verontreiningsniveau. Wanneer eveneens transport en depositie van zand in beschouwing wordt genomen, kunnen de werkelijke tijdschalen een weinig tot enkele malen (5 maal) kleiner zijn. Dit varieert van gebied tot gebied, afhankelijk van de deeltjesgrootteverdeling van het gesedimenteerdé materiaal. Onderzoek aan bodemkernen vooral met behulp van datering biedt goede mogelijkheden voor het bepalen van de ontwikkeling van de bodemverontreiniging in de tijd [19, 30] (figuur 3.28). Het aanvangsniveau van de verontreiniging is ongeveer gelijk aan het bepaalde natuurlijk niveau voor erosief Noordzee-sediment (tabel 3.7, kolom 17)1. Ook valt op dat de gemiddelde sedimentatiesnelheid hoger is dan in tabel 3.10 voorkomt. De kleigehalten (kleiner dan 2 ym) in het door Dominik et al. [19] geanalyseerde bodemsediment bedragen ongeveer 15% [52], Dit percentage kan worden omgerekend naar een zwevend-stof bodemfractie van 25-35% ofwel een zwevendstof bodemaanwassnelheid van ongeveer 3 mm/jaar..

- 3.63 -

A)

Oarman BW* ( Norlh S M ) Zkw Lwd 100

Period

n

Fe

Cr

Ni

Co

Zn

Pb

Cu

Cd

Hg

I975/1974 (0-1 cm)

3

4.28V.

91

41

19

395

175

40

2.1

1.8

£1954-1974 (0-25 cm)

42

4.1 !•/.

101

41

17

331

157

41

1.5

1.5 .

^1915-1930 (28-50 cm) ^1865-1885») (100-130 cm)

14

3.47>/i

47

34

10

212

100

31

0.9

0.7

5

3.22V.

60

34

9

113

48

22

0.3

0.2

mV

M • >£

»

*) timft'interval estimated by ex rapolacion

«00

%

•

!

» •> ~

ï

...

|

S v:

" li no g;j:

""Ui

Figuur 3,28

0.3

v<

«"

=

B) Cadmium t.i

9J

9.1

-

V. *"

•:

14MM1

a*

'Ti-'

"•''.f

f 1i sa

Marcufy

r f

1

Tijdschalen van de bodemverontreiniging in de Duitse Bocht op basis van A. gegevens van een middels radionuclide (210Pb) gedateerde kern [19] B. gegevens van een relatief ongestoorde kern zonder datering [30]

Uit de hiaten in de bemonsterde bodemkern en de perioden met relatief snelle en langzame depositie gedurende de laatste eeuw blijkt dat het veronderstellen van een gelijkblijvende tijdschaal (H/s) niet met de praktijk overeen kan stemmen. Ten slotte moet erop gewezen worden dat sedimentonderzoek met radionuclide tracers, zoals door Dominik et al. [19] is uitgevoerd, goede mogelijkheden biedt voor het analyseren van een bodemaanwassnelheid.

ii) Berekening van de verontreiniging van de bodem met cadmium Een berekening van de bodemverontreiniging is uitgevoerd voor een willekeurige actieve bodemlaag in de Noordzee, of eventueel in een randgebied. Bij de berekening zijn dezelfde processen verondersteld als bij de tijdschaalberekening. Stapeling van verschillende lagen gesedimenteerd zwevend-stof vormt de basis voor de berekening, maar om een gemiddeld verontreinigingsniveau voor de actieve bodemlaag aan te geven is homogenisatie verondersteld.

- 3.64 -

Resuspensie is niet in de berekening betrokken, waardoor het berekeningsresultaat voor bodems met niet-permanente depositie van zwevend-stof minder goed interpreteerbaar is. Voor Noordzeebodems waarop permanente depositie van voornamelijk zwevendstof plaatsvindt is het berekeningsresultaat beter te interpreteren, hoewel ook hier door terugleveringsprocessen aan de waterfase verschillen in bodemverontreiniging ten opzichte van de reële situatie kunnen optreden.

De berekening van de bodemverontreiniging sluit aan op de principeberekening

van

de

zwevend-stofverontreiniging

met

cadmium

(paragraaf

3.5.3). De cadmiumconcentratie in het zwevend-stof is samengesteld uit de natuurlijke concentratie (Co) van marien zwevend-stof, 0,2 ug/g Cd (tabel 3.7), en de concentratie van cadmium in verontreinigd riviersediment (Cr). Hiervoor is gebruik gemaakt van gegevens voor Rijnsediment

(figuur 3.29),

waarin de cadmiumconcentratie exponentieel is gestegen van 1 ug/g in 1900 naar 25 yg/g in 1980 [69].

Figuur 3.29 Figuur 3.30

(links) Verontreinigingsgeschiedenis van het zwevend-stof van de Rijn aan de hand van meetgegevens van het bodemsediment, gecorrigeerd voor deeltjesgrootte [69] (rechts) Metaalconcentraties in Rotterdams havenslib met deeltjesgroottesamenstelling aan de hand van 150 monsters; september 1977 [69]

- 3.65 -

Bij de berekening van de bodemverontreiniging voor een willekeurige locatie op de Noordzee is uitgegaan van een aandeel van 10% Rijn zwevend-stof in het sedimenterende zwevend-stof. Hierdoor blijkt de cadmiumconcentratie voor het getransporteerde en gesedimenteerde zwevend-stof voor de gekozen locatie te zijn gestegen van 0,3 Pg/g in 1900 naar 2,7 pg/g in 1980. De gemiddelde cadmiumconcentratie (c) in de actieve bodemlaag is te berekenen met behulp van de volgende massabalans.

jfc * H

=

s(Co + 0,1 Cr)

-

se

Het berekeningsresultaat van deze massabalans is weergegeven in figuur 3.31, waarbij de gemiddelde cadmiumconcentratie in de actieve bodemlaag oploopt van 0,3 ug/g in 1900 naar 1,08 ug/g in 1980 bij een karakteristieke tijdschaal van 50 jaar, en naar 0,77 ug/g in 1980 bij een karakteristieke tijdschaal van 100 jaar.

Figuur 3.31

Tentatief berekeningsresultaat van een tijdschaal voor de bodemverontreiniging ten aanzien van cadmium op een willekeurige plaats in de Nederlandse kuststrook of Duitse Bocht

- 3.66 -

De voor de berekening gebruikte 10% Rijnsediment geeft een indicatie voor het bodemsediment van delen van de Nederlandse en Duitse kuststrook en de Waddenzee (10-20% Rijnsediment [54]), hetgeen kan worden afgeleid uit de contouren in de figuren 3.18 en 3.26c. Indien voor de cadmiumconcentratie in het Rijn zwevend-stof vanaf 1980 een constante waarde van 25 ug/g wordt aangehouden, zullen de cadmiumconcentraties

in de actieve bodemlaag verder stijgen totdat de concentratie

wordt bereikt van het zwevend-stof in de waterfase (2,7 Pg/g). Om te voorkomen dat de cadmiumconcentratie in de actieve bodemlaag verder stijgt, blijkt het nodig om de cadmiumconcentraties in het zwevend-stof van de belastingbron terug te brengen tot 9 Pg/g bij een tijdschaal van 50 jaar, en tot 6 Pg/g bij een tijdschaal van 100 jaar. Deze reductie van het verontreinigingsniveau van rivier zwevend-stof zal niet momentaan het veronderstelde effect te zien geven, omdat er sprake is van een vertraagde nalevering van sterker verontreinigd zwevend-stof vanuit locaties waar terughouding (retentie) van zwevend-stof heeft plaatsgevonden. Bekende voorbeelden van locaties waar terughouding plaatsvindt, zijn de estuaria. Figuur 3.30 geeft de afname van het verontreinigingsniveau van het bodemsediment in het Rijnestuarium in de richting van de Noordzee weer [69], Deze afname zet zich voort op de Noordzee (figuur 26d)., en is behoudens terughouding het gevolg van verdunning van het sterk verontreinigde rivier zwevend-stof met minder verontreinigd marien zwevend-stof. Op deze manier is een voorstelling te maken van het ruimtelijke vertragingseffect van maatregelen ten aanzien van de bron van verontreiniging

(Rijn) op het verontreinigingsniveau van het bodemsediment

in de

Noordzee.

De berekening geeft een idee van de ontwikkeling van de bodemverontreiniging, maar is uitsluitend als indicatie te gebruiken. De overeenkomst met de ontwikkeling van bodemsediment in de Duitse Bocht (figuur 3.28) doet vermoeden dat in de goede richting is gedacht. In de simulatie zijn echter veel aannamen gedaan en buiten homogenisatie geen bodemprocessen verondersteld.

- 3.67 -

Invloed van bodemprocessen op de bodem- en waterverontreiniging

Bij de berekeningen van de bodemverontreiniging met cadmium (paragraaf 3.6.2) zijn vele fysische, chemische en biologische processen niet in beschouwing genomen. Sommige processen spelen echter ten aanzien van zowel water- als bodemverontreiniging een belangrijke rol en vormen daardoor een beperking voor de resultaten. In dit opzicht worden in deze paragraaf de belangrijkste bodem- en terugleveringsprocessen genoemd en wordt getracht zo mogelijk kwantitatief het effect op de wateren bodemverontreiniging aan te geven. Voornamelijk na depositie (zie paragraaf 3.5.3) treden processen op die de samenstelling van het gesedimenteerde zwevend-stof kunnen wijzigen, waarbij tevens de samenstelling van het poriënwater verandert. Van belang zijn de chemische en microbiologische processen in de bodem (i) en de teruglevering naar de waterfase (ii). Metingen van de teruglevering vanuit de bodem worden gegeven in (iii).

i) Chemische en microbiologische bodemprocessen

Het belangrijkste proces dat de veranderingen in de bodem veroorzaakt en een nieuwe evenwichtsinstelling bewerkstelligt, is de oxidatie van organisch materiaal. Gekoppeld aan deze oxidatie verlopen reductieprocessen van bijvoorbeeld nitraat en sulfaat (figuur 3.32). Van deze reductieprocessen is voor mariene bodems de omzetting van sulfaat in sulfide de belangrijkste. Het methanogenese stadium wordt meestal niet bereikt [74], De oxidatie van organisch materiaal heeft invloed op de redoxpotentiaal, de pH en de hoeveelheid beschikbaar complexerend organisch materiaal in zowel opgeloste als vaste fase, waardoor oxidatie de verdeling van verontreinigingen over opgeloste en vaste fase kan veranderen (paragraaf 3.5.2). Een aantal zware metalen vormen bij het ontstaan van anaërobe condities thermodynamisch zeer stabiele metaalsulfiden met het na sulfaatreductie in oplossing aanwezige sulfide-ion. Daardoor wordt de concentratie in het poriënwater van bijvoorbeeld cadmium, zink en in mindere mate koper zeer laag, zodat migratie in verticale richting wordt geminimaliseerd [71]. Voor kwik en lood wordt hetzelfde precipitatiemechanisme verondersteld, terwijl de sulfideverbindingen die chroom en arseen kunnen vormen minder stabiel zijn, zodat ook in anoxisch milieu de chroom- en arseenconcentratie in poriënwater door adsorptie-desorptie wordt bepaald. Evenals in de

- 3.68 -

waterkolom is adsorptie in de bodem grotendeels afhankelijk van de deeltjesgrootte,

de

bodemsamenstelling

(organisch

materiaalgehalte

voor

arseen) en de pH.

• 1.0 E H

-0.5 -10

Rcduction*

VON

ao pe

«10 • Roduetlon

Dfiitrlflftttlon

<(Mn(IV)o«m> —

W»

<^N0j Roduotlon

<>»<•) o»d»—F« B) Roduet o f * Mat] F ' ' 't <(SOJ BoducMow |0 <^CH4 FfiBwitiUew | H ^

Nf-MH4

J

^HaFomwtloii | K 11 O l l d X . o f » M « t > MJ8UHW» - » S Q 4 )

HpxMt o» ?«»>> O|NH;

—wo,)

p|o»w> ot mm ni} Q| N ,

—

W

)>

W | 0 8 - Form»l>on^>

OxIdaHocw ~*8

-nr

ïïö

•30 pC

S 10 K e»U *qur»«t«frt

Figuur 3.32

Oxidatie-reductie processen en de volgorde van de redoxreacties [74]

Een proces dat zich in de bodem afspeelt en bodem- en waterverontreiniging kan beïnvloeden is het methyleringsproces. Door microbiële activiteit is het mogelijk bepaalde metalen in de bodem te methyleren en zodoende om te zetten in meer toxische organische metaalverbindingen. De vorming van methylmetalen is aangetoond voor kwik, arseen en tin, maar onder Noordzeeomstandigheden

zijn

geen

gegevens

bekend

over

methyleringssnelheden.

Figuur 3.33 geeft de drie bekendste methyleringsprocessen weer [81, 95]. Microbiële beïnvloeding van processen is afgezien van methylering zeer belangrijk bij sulfaatreductie.

- 3.69 -

CHjHt** ICHiIjS»2*

H| 2 *

ICHjIa»"*

* S

'Wf'

T" i HO - *•» — OH ^ * - * . 3 » MMrt. »

Figuur 3.33

i

-L*?*!. "SÜHÏMÜt" t,^!

int

i fuvi»m***t tp

Methylering van arseen, kwik [95] en tin [81] in aquatische systemen

ii) Terugleveringprocessen aan de bovenstaande waterkolom

Aannemende dat bepaalde delen van de Noordzee-bodem inderdaad als accumulatieplaats voor contaminanten optreden, is het aspect van teruglevering vanuit de bodem een belangrijk punt van zorg. Bij saneringsmaatregelen kan op die locaties bet gewenste effect wellicht niet worden bereikt, doordat op dat moment de bodem de belangrijkste bron van verontreiniging wordt. Tot nu toe worden voornamelijk lozingspunten en rivieren gezien als de oorzaak van een verminderde waterkwaliteit, terwijl dit na sanering van deze bronnen verandert. De accumulatieplaatsen van zwevend-stof die op dat moment vanwege de verworven bronfunctie de verontreiniging van de waterkolom bepalen, dienen derhalve bestudeerd te worden (paragraaf 3.3.4). In principe zijn er twee mogelijkheden voor teruglevering. • Uitwisseling via de waterfase ofwel de uitwisseling tussen poriënwater en zeewater. Door het optreden van gradiënten kan de uitwisseling worden versneld, maar gradiënten kunnen eveneens het gevolg zijn van stagnerende uitwisseling over het grensvlak. Consolidatie (figuur 3.14) en compactie zorgen voor het uitdrijven van poriënwater [3], en resuspensie en activiteiten van bentische organismen kunnen eveneens versnelde uitwisseling van poriënwater veroorzaken. Voor nutriënten is deze vorm van teruglevering belangrijk en is de omvang van teruglevering

vanuit de Noordzeebodem reeds bestudeerd, in

tegenstelling tot microverontreinigingen [37, 60, 89],

- 3.70 -

• Opwerveling van het bodemsediment, ten gevolge van verstoring van de bovenlaag. Op deze wijze wordt niet alleen verontreinigd poriënwater teruggeleverd, maar eveneens worden vaste bestanddelen weer opgenomen in suspensie. Bij deze vaste bestanddelen zal het, afhankelijk van de drijvende kracht, voornamelijk gaan om fijnkorrelig bodemmateriaal. Opwerveling kan worden geïnduceerd door: wind- of getijstromingen, golfturbulenties, baggerwerken, visserij-activiteiten, ontgassing en activiteiten van verschillende bentische organismen, zoals wormen, schelpdieren en vissen. Bij teruglevering van sedimentdeeltjes aan de waterkolom komt de vraag naar voren of dit slechts de mate van verontreiniging van het zwevend-stof beïnvloedt of eveneens de kwaliteit van de waterfase. Wanneer een sedimentdeeltje namelijk opgewerveld wordt en even later weer sedimenteert, kan slechts tijdelijk het waterverontreinigingsniveau veranderen voor wat betreft het zwevend-stof, maar kan zich ook een nieuw evenwicht tussen opgeloste en vaste fase instellen. Wanneer het geresuspendeerde zwevendstof bijvoorbeeld met zware metalen is verontreinigd, kan op dat moment het volgende plaatsvinden. • Geoxideerde sedimentdeeltjes komen terug in de waterkolom. Afhankelijk van de opgeloste concentratie en eventueel de zwevend-stofconcentratie vindt desorptie plaats. Algemeen geldt dan, hoe lager de concentratie in oplossing, des te groter de kans op desorptie, • Gereduceerde

sedimehtdeeltjes komen terug in de waterkolom. Dit kan

plaatsvinden bij anoxische bodems of bij diep in de bodem doorwerkende erosie. Metaalsulfiden zullen daarbij in de waterfase komen, waarbij de sulfiden oxideren en metalen vrijkomen. De invloed van ontgassing, en de invloed van benthische organismen mag niet onderschat worden. De benthische organismen hebben grote invloed op de dikte van de geoxideerde bovenlaag van het bodemsediment [15] , bijvoorbeeld door bioturbatie.

De invloed van de afzonderlijke processen i$ door middel van experimenten moeilijk vast te stellen, maar ook hier is de opsplitsing tussen nietpermanente depositiegebieden

(hoge stroomsnelheden nabij de bodem), en

permanente depositiegebieden te maken. In permanente depositiegebieden zal het terugleveringseffect minder te maken hebben met stromingen en golfturbulenties, in tegenstelling tot de overige gebieden.

- 3.71 -

lil) Metingen van teruglevering vanuit de bodem

De invloed van de bodem op de waterkwaliteit van de Noordzee wordt aangegeven door Kremling [44] in figuur 3.34. Hij vindt verhoogde opgeloste concentraties in de waterkolom boven het continentale plat, die slechts verklaard kunnen worden door de invloed van de bodem. Deze bodeminvloed is voor de metalen cadmium, zink en vooral koper eveneens aanwezig in de oceanen [8, 70], Dat de bodem als bron fungeert in gebieden met een relatief ongecontamineerde waterfase is door Kremling mogelijk aangetoond.

Figuur 3.34

Metaalconcentraties in oplossing in een raai vanaf de Atlantische Oceaan tot de Duitse kust [44]

- 3.72 -

Het effect van resuspensie op de waterkwaliteit is door Duinker et al. [21] voor de Waddenzee aangegeven door metingen tijdens een getijperiode (figuur 3.35). Op het moment van de grootste stroomsnelheden werden de hoogste concentraties zink en koper in oplossing gemeten. De concentraties daalden echter weer snel. Duinker verklaart dé concentratiepiek met het vrijkomen van poriënwater. Desorptie van metaal dat aan anoxisch sediment was gebonden, is eveneens denkbaar.

Figuur 3.35

Metaalconcentraties in oplossing gedurende een getijperiode met variërende stroomsnelheden in de Waddenzee [21]

M

r

*

•A'X

15 • f

i ••

«

Zn

\

3

.V

i

S 24

ij ' %.S«llnily

Cd

• •

•

1

20 p . * • • •

# "f

f

• •

*

05

. . .

•f

• /•/

•

4

* *»

Jü * °0

12 %.Sallnity

M

e~

•*

Ö %.S*liniiy

24"

o.so

0.50 Mn mg/l

Ni

[f 1

r

N

10

. ',

0.25

4

v. °i Figuur 3.36

12 %.S«Jlnitv

24

0

12 %.S*linity

24

"0 .

12 %,Salinity

24

Metaalconcentraties in oplossing gedurende de overgang van anaërobe naar aërobe condities in de waterfase van het Schelde-estuarium [91]

- 3.73 -

De mobilisatie van zware metalen bij overgang van anaërobe naar aërobe condities in de waterkolom is bekend uit onderzoek in de Westerschelde [91]. In figuur 3.36 is zichtbaar dat bij menging van zuurstofloos Schelde-water met zuurstofrijk Westerschelde- (Noordzee) water de zware metaalconcentraties in oplossing sterk stijgen. Dit is te verklaren door de desorptie van zware metalen die aan anaëroob zwevend-stof waren gebonden. Bij dumping van anaëroob havenslib treden gelijksoortige processen op.

Onderzoek waarin zowel het effect van teruglevering voor de waterkwaliteit als het effect van teruglevering voor de bodemverontreiniging is bestudeerd, is verricht door Hunt en Smith [40] voor nauwelijks en sterk gecontamineerde mariene bodems van Narragansett Bay. Het onderzoek werd uitgevoerd in microcosmossen met als doel de teruglevering op lange termijn te kunnen voorspellen. Dit werd mogelijk door een totale massabalans bij te houden voor het toe- en afgevoerde water inclusief particulair materiaal. Voor koper, lood en cadmium werd duidelijk dat de bodemfase metalen naleverde aan de waterfase, en dat het naleverende effect sterker werd naarmate de bodems meer gecontamineerd waren of de waterfase die langsstroomde minder gecontamineerd was. Kwantitatief kon worden aangetoond dat de nalevering voor koper en lood voldoende was om de verontreiniging in de bovenste 1 cm sediment in respectievelijk 44 en 400 jaar aan de waterfase terug te leveren. Dit was bijna uitsluitend te danken aan diffusief transport. Tevens werd erop gewezen dat terugleveringsprocessen aanmerkelijk worden versneld door bioturbatie. Voor cadmium werden ten opzichte van koper nog hogere terugleveringssnelheden gevonden. De auteurs vonden de resultaten echter onbetrouwbaar. Vergelijken we de gevonden diffusieve teruglevering van koper met de tijdschalen van paragraaf 3.6.2 dan verhoogt de diffusieve teruglevering de tijdschaal met meer dan 20% bij 1 mm sedimentatie per jaar. Het laatste onderzoek toont nogmaals aan dat het geheel van wateren bodemverontreiniging een kwestie van massabalans is. Teruglevering aan de waterfase en dus verslechtering van de waterkwaliteit betekent verbetering van de bodemkwaliteit. Rivieren, dumpingen en de atmosfeer blijven voor de Noordzee de 'echte' bronnen, terwijl permanente depositie op bijvoorbeeld de oceaanbodem de enige verliesterm is.

- 3.74 -

Het aangeven van tijdschalen voor enerzijds de processen die de bronnen beinvloeden (sanering) en anderzijds de verliesprocessen is echter essentieel voor het voorspellen van de wateren bodemverontreiniging.

DISCUSSIE EN CONCLUSIES Uit de analyse van de interactie tussen waterkwaliteit en bodemverontreiniging is gebleken dat hèt transport van zwevend-stof en de daaraan gehechte verontreinigingen een belangrijke randvoorwaarde vormt voor de verontreiniging van de onderwaterbodem. Via sedimentatie vindt in netto depositiegebieden een geleidelijke verontreiniging van de bodem plaats, waarbij de mate van verontreiniging in eerste instantie wordt bepaald door de aan het afgezette sediment gehechte verontreinigingen. Aangezien de toevoer van verontreinigende stoffen naar de Noordzee gedurende de laatste decennia sterk is gestegen en een groot aantal verontreinigende stoffen zich aan slibdeeltjes hecht, is niet alleen de waterkwaliteit verslechterd, maar is tevens het verontreinigingsniveau van de onderwaterbodem gestegen. Vanwege de grote tijdschaal waarmee verontreinigd slib in het actieve deel van de onderwaterbodem accumuleert, loopt de ontwikkeling van het verontreinigingsniveau in het actieve deel van de onderwaterbodem

in permanente depositiegebieden achter bij dat van de

waterfase. Dit heeft tot gevolg dat ondanks een 'stand still' of een lichte verbetering in het verontreinigingsniveau van de waterfase, de verontreiniging van het actieve deel van de bodem nog verder toeneemt. Voor organismen die nabij of in dit deel van de bodem leven kan dit resulteren in een toenemend risico voor effecten op het fysiologisch functioneren van deze organismen. Tevens vormen de op de bodem afgezette verontreinigingen een potentiële bedreiging voor de waterkwaliteit zodra netto depositie in een gebied plaats maakt voor plotselinge erosie, bijvoorbeeld door baggerwerkzaamheden.

Voor het bepalen van risico's voor de toekomst wat betreft de verontreiniging van water en bodem is kwantitatief inzicht in de zwevend-stofverpsreiding onmisbaar. Uit de analyse van zyevend-stofgegevens voor de Nederlandse kust is weliswaar meer inzicht verkregen in de aan het opper-

- 3.75 -

vlak waargenomen zwevend-stofconcentraties, maar de interpretatie van deze gegevens naar depositie- en erosiegebieden kan niet hard worden gemaakt door o.a. de volgende beperkingen in de massabalansstudie: •het transport dat op basis van reststroom is beschouwd (hoofdstuk 2) • het verwaarlozen van concentratievariaties in verticale richting • onnauwkeurigheden in de gebruikte gegevens van zwevend-stofconcentraties en -belastingen.

Uit de geïnventariseerde gegevens blijkt dat de zwevend-stofconcentraties in de winterperiode ca. 2x zo hoog zijn dan in de zomer, en dat mede door de grotere getijgemiddelde stroming (reststroom) in deze periode het transport van zwevend-stof in de winter ca. 3x hoger is dan in de zomer. De hoogste zwevend-stofconcentraties worden waargenomen nabij de kust en in de Zeeuwse en Belgische kuststrook. De balansresultaten geven een indicatie van de uiteindelijke bestemming van de ca. 40 * 10

ton zwevend-stof die op jaarbasis in de zuidoostelijke

Noordzee worden getransporteerd. Van deze hoeveelheid is ca. 60% toe te schrijven aan recirculatie binnen het beschouwde gebied, waarbij de erosie van de Vlaamse Banken en de niet-permanente depositie in Rijnestuarium en Zuid-Hollandse kuststrook belangrijke componenten zijn. Van de overige 40% getransporteerd zwevend-stof wordt ca. 5% permanent afgezet binnen het beschouwde gebied of in directe randgebieden als de Waddenzee en de Westerschelde, terwijl ca. 35% wordt afgevoerd in meer noordelijke en oostelijke richting. Van dit laatste deel wordt verondersteld dat het permanent wordt afgezet in uitgesproken depositiegebieden als Duitse Bocht, Kattegat, Skagerak en Oceaan.

Buiten de kwantitatieve relaties van water en bodem via het zwevendstof, zijn water en bodem ook qua verontreinigingsniveau via het zwevendstof aan elkaar gerelateerd. Hierbij speelt vooral de verdeling van verontreinigingen in de waterfase over opgelost en gebonden aan zwevend-stof een belangrijke rol. Een indicatie van het percentage in zwevend-stof gebonden zwaar metaal is te geven op basis van een inventarisatie, van een beperkt aantal meetgegevens, afkomstig van drie monsterlocaties in de Zuid-Hollandse kuststrook gedurende de periode 1980-1982. Voor cadmium, zink, koper en kwik ligt het

- 3.76 -

gevonden percentage tussen 35% en 60%, en voor lood 80-90%. Voor organische of radio-actieve microverontreiningen is in dit verband geen uitspraak te doen door het nagenoeg ontbreken van meetgegevens. Ten aanzien van de processen, die de verdeling over opgelost en gebonden aan zwevend-stof bepalen, is nog weinig bekend voor de Noordzee. Verondersteld wordt dat adsorptie en desorptie maar met name opname in en binding aan organisch materiaal belangrijk zijn voor de verdeling in de waterfase, terwijl voor de bodem de mineralisatie van organisch materiaal een belangrijke verschuiving in de verdeling van verontreinigingen over vast en opgelost kan veroorzaken. Het laatstgenoemde proces is tevens uit het oogpunt van teruglevering van verontreinigingen vanuit de bodem aan de waterfase van belang, met name in permanente depositiegebieden, omdat in de

overige

gebieden

de

teruglevering

hoofdzakelijk

door

erosie

en

resuspensie zal worden bepaald.

Mogelijkheden voor verbetering van de analyse Een nader onderzoek aan de relatie waterkwaliteit en bodemverontreiniging zou zich dienen te richten op: • sedimentatie en erosie van zwevend-stof, om een nauwkeuriger en goed onderbouwd inzicht te krijgen in de verspreiding van zwevend-stof over de Noordzee, met speciale aandacht voor het aangeven van permanente depositiegebieden en depositiesnelheden • de verdeling van verontreinigingen over de opgeloste en aan zwevend-stof gebonden

fractie, om vervolgens

een sedimenteerbare

fractie van de

totale hoeveelheid verontreiniging te kunnen bepalen • accumulatie van verontreinigingen in de bodem door zwevend-stofdepositie en de mogelijkheden voor teruglevering van verontreinigingen vanuit de bodem door o.a. resuspensie, diffusie en biologische activiteit, met speciale aandacht voor de lange termijn gevolgen voor de bodem- en waterkwaliteit.

Uit de eerste oriënterende modelresultaten kan worden afgeleid dat er goede mogelijkheden zijn voor de modellering van zwevend-stof en de daaraan gekoppelde verontreinigingen. De verdere ontwikkeling en toepassing van dit modelmatig onderzoek tezamen met veld- en experimenteel onderzoek lijkt een belangrijke basis voor een verbetering van het instrumentarium

- 3.77 -

waarmee mogelijke beleids- en beheersmaatregelen kunnen worden geëvalueerd.

Voor de onderbouwing van de processen in het algemeen en het verifiëren van de modelresultaten in het bijzonder kunnen de volgende metingen een goede aanvulling vormen op de bestaande gegevens • metingen van zwevend-stofverticalen, met een grote ruimtelijke spreiding en gelijktijdige meting van een aantal aan zwevend-stof gerelateerde parameters en verontreinigingen, waaronder organische en radio-actieve microverontreinigingen •metingen met behulp van gedateerde kernen of sedimentvallen • metingen gericht op de verdeling van verontreinigingen over opgelost en vast, met daarbij analyse van de parameters (bijvoorbeeld zwevend-stofeigenschappen) die het oorzakelijk verband van de verdeling kunnen aangeven • proces gerelateerde metingen, zowel in-situ als experimenteel (bijvoorbeeld in microcosmossen), aan bijvoorbeeld opname van verontreinigingen door

primaire

desorptie.

producenten, mineralisatie

in de bodem en adsorptie-

- 4.1 -

4

-DE VERSPREIDING VAN ORGANISMEN IN DE NOORDZEE

4.1

INLEIDING

Uit de beschrijving van het ecosysteem van de Noordzee blijkt dat de verschillende organismen die deel uitmaken van de Noordzeelevensgemeenschap allerminst homogeen verdeeld zijn over de beschikbare ruimte; dit wil zeggen dat er voor elke soort plaatsen zijn waar zij zich vrijwel nooit bevindt, en plaatsen waar zij veel gevonden kan worden. Deze verdeling komt tot stand in wisselwerking met fysische, chemische en morfologische factoren. Elke soort kent milieufactoren waarbij zij goed kan functioneren en waarbij zij in de competitie met concurrerende soorten in het voordeel is. Idealiter zou de Noordzee verdeeld kunnen worden in deelgebieden waarbinnen de abiotische factoren tot op zekere hoogte gelijk zijn en waarbinnen dus redelijkerwijze verwacht mag worden dat de levensgemeenschap min of meer constant is in soortsamenstelling en produktiepatroon. Dat ideaalbeeld wordt echter verstoord doordat een veelvoud van milieufactoren een rol speelt. De invloed van deze factoren, geïsoleerd of in samenhang, op de verschillende organismen is nog allerminst duidelijk. Zo is de verspreiding van bijvoorbeeld het zoobenthos afhankelijk van de samenstelling en dynamiek van bodem en waterfase. De grenzen tussen onderscheide gebieden zijn vaag en dynamisch. Dit resulteert voor het benthos in een vaak fijnmazige mozaiekverdeling waarin hoofdlijnen veelal moeilijk te ontdekken zijn.

In dit hoofdstuk wordt een poging gedaan om het N.d.c.p. van de Noordzee te verdelen in subgebieden of zones, die op basis van hun ecologisch functioneren als een. samenhangend deelsysteem kunnen worden gekarakteriseerd. Een aanzet,zal worden gemaakt de levensgemeenschappen in deze zones te schetsen in structurele en functionele zin. Zo'n zonering biedt inzicht in de verspreiding van de verschillende organismen en kan indicatief zijn voor ruimtelijke differentiaties in het functioneren van het ecosysteem. De karakterisering van de Noordzee in deelgebieden kan uit een oogpunt van beleid en beheer een belangrijke basis zijn voor het formuleren van doelstellingen met betrekking tot de wateren bodemkwaliteit en het gewenst

- 4.2 -

functioneren van het ecosysteem. Anderzijds heeft een dergelijke zonering ook relevantie voor het te voeren beleid rond de toekenning van gebruiksfuncties, en de mate van beïnvloeding daardoor, in delen van de Noordzee. Dit impliceert dat bij de beoordeling van de risico's en de effecten onderscheid kan worden gemaakt tussen de verschillende zones voor wat betreft de na te streven toestand en de aan te leggen criteria. Het aangeven van kwetsbare gebieden kan hierbij een rol spelen. Voorbeelden van dergelijke kwetsbare gebieden zijn wellicht de paaiplaatsen en kinderkamers van vissen. Verder kan een dergelijke zonering nut hebben bij het voorspellen van effecten van menselijke ingrepen, dan wel voor het gericht zoeken van effecten van verstoringen bijvoorbeeld van vervuiling. Voor deze aspecten is inzicht nodig in de rol die bepaalde gebieden spelen in het ecologisch functioneren, alsmede in de gevoeligheden van deze gebieden voor menselijke ingrepen.

De in dit hoofdstuk beschreven analyse van dé verspreiding van organismen ter onderbouwing van het WKP-NZ is slechts een aanzet voor een zonering, enerzijds omdat nog relatief weinig bekend is van de verspreiding van organismen in de Noordzee en anderzijds omdat het inzicht in de rol die de fysische, chemische en morfologische factoren bij de verspreiding spelen nog zeer beperkt is,

ELEMENTEN VOOR ZONERING Inleiding

Er is een groot aantal abiotische factoren dat de verspreiding van organismen op de Noordzee, en daarmee de zonering van de Noordzee bepaalt. Van belang zijn onder meer: de geografische positie, de diepte, het temperatuurregime, de stroomsnelheid en -richting, de herkomst van de watermassa, de bodemgesteldheid, het al of niet optreden van stratificatie en tenslotte een aantal chemische factoren waaronder het zout-, nutriëntenen zuurstofgehalte van het water.

- 4.3

-

HOOG ARCTISCH

BOREAAL

Figuur 4.1

LAAG ARCTISCH

S

WARM GEMATIGD

Biogeografische zonering van de Noord Atlantische Oceaan en aanliggende zeeën. (De onderbroken arcering geeft de gebieden aan waar het plankton van de warme gematigde zone een grote overlap vertoont met boreale planktonsoorten [l]

Biogeografisch gezien ligt de Noordzee in het overgangsgebied tussen de boreale en de gematigde zone (figuur 4.1). Als "shelf sea" vormt de Noordzee een overgangsgebied tussen de oceaan en het continent. Het Noordzeewater is daarbij afkomstig van het Kanaal en van de noordelijke Atlantische Oceaan. Het zijn met name de gradiënten in het fysisch-chemisch milieu die samenhangen met zulke overgangen, die voor de verschillende

- 4.4 -

organismegroepen de hoofdlijn van het verspréidingspatroon bepalen. Zo zijn er; organismen die passief met de waterstromen meedrijven, het plankton; organismen die op of in de bodem leven, het benthos; of die zich actief in de watermassa kunnen verplaatsen, het nekton; en tenslotte zijn er de vogels. Hierbij zij opgemerkt dat er tussen levensstadia verschillen in

verspreidingsmechanisme

en verspreidingspatroon

optreden. Tenslotte

hangt de verspreiding van organismen mede af van hun voedsel en de wijze van fourageren.

Over langere termijn bezien zijn er veranderingen in de levensgemeenschappen waargenomen. Zo zijn er sinds 1948 veranderingen in de fytoplanktonsamenstelling gesignaleerd, en wordt vermoed dat de primaire produktie en de algehbiomassa zijn toegenomen. In de vispopulatie is er een verschuiving opgetreden van pelagische soorten naar demersale soorten, en is de omvang van de vispopulaties, bijvoorbeeld van de haring, aan sterke schommelingen onderhevig. Aan het eind van de Voedselketen is ook de omvang van de populaties van de verschillende zeezoogdieren ingrijpend veranderd: de tuimelaar en de bruinvis zijn in onze wateren sterk in aantal afgenomen, en ook de zeehondpopulatie in de Waddenzee is in aantal afgenomen. Het verklaren van deze veranderingen is niet eenvoudig (zie ook hoofdstuk 3 van deel A, Beschrijving). Vaak wordt een verband met menselijk invloeden gelegd, zoals vervuiling, eutrofiëring en overbevissing. In vele gevallen echter is een dergelijk langdurig en globaal effect moeilijk of niet eenduidig vast te stellen. Het feit dat gelijktijdig ook natuurlijke veranderingen in de waterkwaliteit optreden (ten gevolge van veranderingen in klimaat en stromingspatronen) die mogelijk een effect op de biota hebben, bemoeilijkt de analyse en maakt het verzamelen van lange tijdreeksen noodzakelijk. Locaal echter worden wel degelijk effecten van menselijke beïnvloeding waargenomen. Zo is aangetoond dat in de Duitse Bocht menselijke activiteiten, met name de visserij, veranderingen in de (bodem)levensgemeenschap hebben veroorzaakt [19].

Per organismengroep spelen de eerder genoemde factoren een verschillende rol bij de verspreiding, deze zal hierna In het kort worden weergegeven.

Figuur 4.2

Zooplanktongemeenschappen van de Noordzee volgens Fraser [12]. 1 = Noord Atlantisch water; 2 = Kanaal water; 3 = Skagerrak water; 4 = Schots kustwater; 5 = Engels kustwater; 6 = Continentaal kustwater; 7 = Noordelijk Noordzeewater; 8 = Centraal Noordzeewater

- 4.6 -

Plankton

Het onderzoek naar de verspreiding van het plankton, waarbij vaak geen onderscheid wordt gemaakt tussen fyto- en zooplankton, kwam oorspronkelijk voort uit de verwachting dat zij een hulpmiddel zou kunnen zijn bij de bestudering van de hydrografie van de Noordzee. Aanvankelijk werd er vanuitgegaan dat de waterstromingen doorslaggevend zouden zijn bij de planktonverspreiding en dat plankton zou kunnen fungeren als tracer voor watermassa's, en dat deze watermassa's zelfstandige planktongemeenschappen zouden bevatten. Een voorbeeld is de zooplanktonkaart van Fraser [12]; zie figuur 4.2. Overigens zij hierbij opgemerkt dat de in deze figuur aangegeven grenzen diffuus en variabel zijn en slechts de hoofdlijnen aangeven. Een andere illustratie van het gebruik van plankton als tracer voor watermassa's is het onderzoek naar de verspreiding van twee soorten pijlwormen; Sagitta elegans en S. setosa (zie figuur 4.3).

Figuur 4.3

Algemeen beeld van de planktonverspreiding rond de Britse Eilanden tijdens een herfstperiode waarin de toevoer van Atlantisch water vanuit het Noorden aan de Noordzee groot was [29] . SET = Sigitta setosa; EL = S^ elegans; SER = _S_j_ servatodentata

- 4.7 -

Sagltta elegans is daarbij indicatief voor relatief rijk water; rijk aan nutriënten, zooplankton, jonge vis e t c , terwijl "setosa" water arm aan nutriënten en zooplankton is. Het "setosa" water heeft een wat lagere saliniteit

en kan Kanaalwater worden genoemd, terwijl "elegans" water

waarschijnlijk tot stand komt door vermenging van Atlantisch water met kustwater en mogelijk opwelling van dieper Atlantisch water. Later werd ook de diepte als belangrijke factor gezien bij het tot stand komen van bepaalde planktongemeenschappen, eerst alleen in geografische zin, vervolgens ook in relatie met de levenscyclus van organismen zoals voor rustsporen, cysten en eieren. Dit geeft een verdeling in oceanische en neritische verspreidingen, waaraan bij het Britse Continuous Plankton Recorder onderzoek

een intermediaire groep werd toegevoegd; zie figuur 4.4. De

verdeling van neritische soorten over de Noordzee kan van jaar tot jaar verschillen, in figuur 4.5 is het doordringen van oceanische soorten in verschillende jaren aangegeven.

Er is gebleken dat verschillende delen van de Noordzee hun eigen typische planktongemeenschap kennen. Zo komen in de noordelijke Noordzee soorten voor die niet in het Kanaal worden gevonden; de noordelijke Noordzee en de westelijke zone van de Noordzee hebben soorten gemeenschappelijk en de Zuidelijke Bocht, met name de oostkant, heeft een geheel eigen planktonsamenstelling. Deze verdeling kan onvoldoende verklaard worden op basis van stromingspatronen. Silicoflagellaten komen met name voor in de Zuidelijke Bocht en zogenaamde coccolithen in het gestratificeerde deel van de noordelijke Noordzee. De relatie van organismen met watereigenschappen als saliniteit, temperatuur, nutriënten en organisch stofgehalte is mogelijk belangrijker dan die met het stromingspatroon. Net als voor het zooplankton zijn voor het fytoplankton kaarten gemaakt van de verschillende algengemeenschappen (zie bijvoorbeeld figuur 4.6).

Belangrijk aspect bij de verspreiding van met name het fytoplankton is het optreden van zogenaamd bloeien en het variëren van de dichtheid van het plankton, de zogenaamde "patchiness". In figuur 4.7 is de ontwikkeling en de verplaatsing van een bloei aangegeven [23]. Bloeien van algen kunnen leiden tot negatieve gevolgen als schuimvorming (Phaeocystis pouchetii) en

- 4.8 -

Figuur 4.4

Hoofdpatronen in de verspreiding van planktonsoorten in de Noordzee en de oostelijke Atlantische Oceaan volgens Colebrook [5]. (De verspreiding is aangegeven d.m.v. een arbitraire schaal die hoge, lage en middelmatige aantallen aanwijst.) A = noordelijk Oceanische soorten; B;= zuidelijke Oceanische soorten; C = zuidelijke overgangssoorten; D = neritische soorten; E = noordelijke overgangssoorten

- 4.9 -

•im' itM « t o -

iJ.M.'iM.JmiU'i»'^*^"

..JtJiJiJiW,'"',"",! "~|

I

I

I

ttu' IIU' IM* ItU l—\ IIU IM IHI IU1 l»« l»M

Figuur 4.5

Doordringing van oceanische planktonsoorten in de periode 1920-1963 [1]

Figuur 4.6

Fytoplanktongemeenschappen in de Noordzee volgens Braarut e.a.

[2]

- 4.10 -

toxische effecten als diaree na consumptie van mosselen die toxinen van algen opgenomen hebben (Dinophysis acuminata). Een ander aspect van de verspreiding van fytoplankton is de seizoenssuccessie. Het algemene beeld van deze successie is als volgt: in het voorjaar domineren de diatomeeën, vervolgens de microflagellaten (m.n. Phaeocystis pouchetii); gedurende de zomer is er een mengsel van diatomeeën en dinoflagellaten en in het najaar kunnen de dinoflagellaten tot bloei komen.

0

A.,.. M/I$

0

»«ü jo/ii

0

*oni M/n

0

-f

'*/'J

l&laJ micro algae E D Phaeocystis pouchetii

Figuur 4.7

Dynamiek van het fytoplankton van de Nederlandse kust in het voorjaar [23]

De verspreiding

van het holozooplankton

(bijvoorbeeld copepoden) is

nauw gerelateerd aan de verspreiding van het fytoplankton, hoewel de seizoensontwikkeling niet steeds parallel verloopt. De verspreiding van het mesoplankton zal hier niet apart worden behandeld maar komt ter sprake bij de bespreking van vissen en bodemdieren.

Naast een beschouwing van het plankton op soortniveau is het ook belangrijk de verspreiding te bespreken van de biomassa en de produktie. In figuur 4.8 zijn de regionale verschillen in de primaire produktie in de Zuidelijke Bocht weergegeven. Het valt op dat de primaire produktie verder uit de kust hoger is dan nabij de kust, en toeneemt in noordelijke richting.

4.11

/s

250

200 * v V 150 j k V \ V \ 250 150

180

Figuur 4.8

lil!!

<£

De primaire produktie in verschillende delen van het Nederlands Continentaal Plat [13, 15] (gC/m2 jaar)

De biomassa van het fytoplankton vertoont regionale verschillen in seizoensdynamiek, zowel wat betreft seizoenslengte als bijvoorbeeld de omvang van de najaarsbloei (figuur 4.9). Het verschil tussen de gebieden LV en LW in figuur 4.9 en de overige gebieden in deze figuur is waarschijnlijk een gevolg van stratificatie in deze gebieden. De ontwikkeling van een voorjaarsbloei voor de Nederlandse kust is weergegeven in figuur 4.10. Bij het holozooplankton treedt in de biomassa een duidelijke afname op met toenemende afstand tot de kust (figuur 4.11).

-

4.12

-

3a 2° 1° O8 l" 2° 3"
3

r

LV

2 I O •-»—*

i l

3

uw

,*\

•'*->

^—.*

\ i f 1 i—i—r—i—r-i

TNV

- T — i •"! NW

i—i—i

i i i

/-'V^-

2 t

o

i>mr~r

i*-i—i—i—i—i—i—i—m—r~i ' 'i 'i—i—r~T—rl—i—i—i—r—i OV

row

r~-K N

.

J ' F ' M ' A " M ' J * J ' A 'S V O ' N ' D *

Figuur 4.9

/"—--" »%.

J ' F ' M ' A ' M ' J 'J ' A ' S ' O ' N ' 5 '

De seizoensontwikkeling van de fytoplanktpn biomassa op 10 m diepte in zes deelgebieden van de Noordzee. (Arbitraire eenheden voor de groenkleuring van het water door algen) [7] Cushing (1963)

- 4.13 -

Figuur 4.10

De seizoensontwikkeling van de chlorofylgehalten, als indicator voor de algenbiomassa, langs de Nederlandse kust in het voorjaar [14] (mg m

)

- 4.14 -

A)

Figuur 4.11

Isolijnen van het totale drooggewicht van zooplankton in mg m

in de eerste week van juli 1973 [11]

Zoobenthos Ten opzichte van de organismen van het vrije water zijn bodemdieren minder mobiel en vertonen zij een grote ruimtelijke differentiatie. Bij de beschrijving van de verspreiding van de bodemdieren wordt vaak onderscheid gemaakt tussen de verschillende groepen bodemdieren zoals: de dieren die op of in de bodem leven (epi- en infauna); grote, middelgrote en kleine bodemdieren (macro-, meio-, en microfauna); dieren die hun voedsel uit de waterfase dan wel uit de bodem halen (suspensie- c.q. sedimenteters), alsmede de verschillende systematische groepen als schelpdieren te verdelen in tweekleppigen en slakken (Bivalvia en Gastropoda), de stekelhuidigen (Echinodermata), de borstelwormen (Polychaeta) etc. Het onderzoek naar de verspreiding van bodemdieren is van recenter datum dan het onderzoek naar de verspreiding van het plankton. Het onderzoek wordt nog gehinderd door methodische problemen, zodat het werk van verschillende onderzoekers vaak niet goed met elkaar te vergelijken is. In analogie met de terrestrische ecologie is gezocht naar zogenaamde associaties in de bodemlevensgemeenschap. Zo onderkent Petersen [25] de Macoma balthica, de Abra alba, Venus gallina en de Echinocardium filliformus associaties en Jones [20] bijvoorbeeld de "boreal off-shore sand" en de "boreal shallow muddy sand" associaties. Voor de Noordzee als geheel zijn er echter nog maar weinig gege-

- 4.15 -

vens bekend, terwijl het concept van de benthos-associaties tevens ter discussie staat. Govaere [17, 18] geeft voor de Belgisch-Nederlandse kust een indeling in associaties.

Er is nog slechts beperkt inzicht in de rol die verschillende abiotische factoren spelen bij de verspreiding van de bodemdieren. Genoemd kunnen worden de geografische positie, de bodemgesteldheid, de stroomsnelheid, de diepte en het temperatuurregime. Zo heeft Glémarec [16] de Noordzee ingedeeld in drie zogenaamde "etages", waarbij als belangrijke sturende factor de thermische stabiliteit werd beschouwd (het "infra-littoraal": seizoensvariatie > 10°C, maximale temperatuur > 16°C; de "kust etage": seizoensvariatie 7-8°C, maximale temperatuur 16°C; en de "open zee etage": seizoensvariatie

< 1°C, maximale

temperatuur

10,8-11,5°C) (zie figuur

4.12). Bij de stekelhuidigen speelt verder de oorsprong van de watermassa's een rol bij de verspreiding [31]. Daarnaast spelen zogenaamde fronten in het stromingspatroon een rol bij het tot stand komen van de plaatselijke levensgemeenschap. In het gebied waar de stroomsnelheid

te laag

wordt voor het in suspensie houden van zwevende stof, en waar het gebied met stratificatie begint wordt een rijke bodemgemeenschap aangetroffen. De biomassaverdeling

van het zoobenthos op de Noordzee is weergegeven in

figuur 4.13. Voor het zoobenthos wordt vaak de diepte als zoneringsgrondslag gekozen.

4

Nekton

Van vissen is veel bekend over de verspreiding van de commerciële soorten; het systematisch onderzoek naar de verspreiding van de niet commerciële soorten is pas van recente datum. Bij de verspreiding van vissen is van belang dat deze voor de opeenvolgende levensstadia verschilt, en dat de invloed van fysische en chemische factoren gedurende deze stadia anders is. Een centrale rol bij de verspreiding van vissen spelen de zogenaamde paaigebieden, de gebieden waar de bevruchting plaatsvindt en de eieren worden afgezet, en de zogenaamde kinderkamergebieden, de gebieden waar de eieren of larven uitgroeien tot volwassen vis, alsmede de routes van de larven tussen paaiplaats en kinderkamer. Aan met name de paaiplaatsen worden bepaalde fysische eisen gesteld. Naast de natuurlijke factoren is ook

- 4.16 -

6
58c

56*

54'

52*

Figuur 4.12

Hoofdindeling van de Noordzee bodemdierengemeenschap volgens Glémarec [16]

- 4.17 -

Figuur 4.13

Biomassa (g/m

asvrij drooggewicht) verdeling van het zoo-

benthos op de Noordzee [28] .

- 4.18 -

de invloed van de visserij op de visstand groot. Verder speelt bij de verspreiding van vissen de aanwezigheid van prooidieren, alsmede de wijze van fourageren een rol. Onderscheid wordt gemaakt tussen zogenaamde boreale, lusitanische en atlantische vissoorten, en bodemgebonden (demersale) en waterkolom (of pelagische) vissen (zie deel A: Beschrijving).

Bij de zeezoogdieren zijn de relaties met fysische en chemische randvoorwaarden minder duidelijk. Er zijn echter wel zogenaamde warmwater- en koudwatersoorten, kustgebonden en volle zee soorten te onderkennen. De kustgebonden soorten, bijvoorbeeld de zeehond, stellen daarbij eisen aan onder meer de morfologie van de kust. De aanwezigheid van geschikte prooidieren speelt ook een grote rol. Zo is een verklaring voor het afnemen van het aantal tuimelaars in de Waddenzee gelegen in het verloren gaan van de Zuiderzee haringgronden door de afsluiting van de Zuiderzee. Over de verspreiding van met name de walvisachtigen in de Noordzee en de factoren die daarbij een overwegende rol spelen is echter heel weinig bekend.

Vogels

Van de verspreiding van vogels op de Noordzee en de factoren die dat bepalen is weinig gedetailleerde informatie beschikbaar. Naast een indeling in noordelijke en zuidelijke soorten die samenhangt met de klimaatzones kan onderscheid gemaakt worden in soorten die hun voedsel betrekken uit de stranden brandingszone (veelal benthische voedselsoorten) en die welke op open zee fourageren (vooral op pelagische vis). Mede bepalend voor de verspreiding van soorten is de levenswijze op het land en in verband hiermee de eisen aan landvoedsel, broedgelegenheid en gelegenheid voor rust, rui en bescherming tegen predatoren. In tegenstelling tot het voorkomen van vele soorten in de broedgebieden op het land, is er voor wat betreft het voorkomen van dezelfde soorten gedurende de perioden dat ze op open zee fourageren relatief weinig bekend.

- 4.19 -

AANZET TOT ZONERING Inleiding

Om te komen tot een zonering is gekozen voor een indeling op grond van abiotische factoren. Deze abiotische factoren vormen immers de randvoorwaarden die ten grondslag liggen aan de verspreiding van organismen. Hierbij is een aantal fysische factoren, als stroomsnelheid, diepte, temperatuur, menging en sedimentsamenstelling, waarschijnlijk het belangrijkst. In deze paragraaf wordt nagegaan in hoeverre de zones te onderscheiden zijn op basis van de diepte. Deze factor is gekozen omdat een groot aantal factoren met de diepte gecorreleerd is. Het Nederlands deel van het Continental Plat is op grond van de diepte te verdelen in een kustzone (eventueel te verdelen in een zuidelijk deel, en een noordelijk deel ten opzichte van de Rijnmond), een off-shore zone, en een diepere zone plus de Doggersbank. Verder kan een overgangszone worden aangewezen tussen de offshore zone en de diepere zone. Deze zones zijn globaal aangegeven in figuur 4.14. De grenzen van de zones bij een bepaalde dieptelijn zijn enigszins arbitrair en stoelen voornamelijk op de zoobenthosverdeling in [22]. Voor fyto- en zooplankton zijn dergelijke schematisaties die stoelen op verwerking van inventarisaties eerder gepubliceerd

[2, 12, 16, 22].

Hier zal worden geprobeerd deze schematisaties te combineren. Een dergelijke, zij het grofschaliger poging, is gedaan door Adams

[1] . Bij de

volgende beschrijving moet bedacht worden dat het seizoen een grote invloed heeft op de functievervulling van gebieden binnen deze zones. Paaigebieden hebben bijvoorbeeld alleen in de paaitijd hun bijzondere functie, hetzelfde geldt voor broed- en ruigebieden van vogels.

De kustzone In deze zone is de invloed van het land en van de instromende rivieren van groot

belang. De saliniteit

is lager dan die in volle zee, het

nutriëntengehalte is hoger en door stroming en golven opgewekte turbulenties vindt opwerveling van slib plaats waardoor het water troebeler is dan in volle zee. De waterdiepte in deze zone loopt tot ongeveer 20 meter en de breedte van de watermassa is op basis van de rivierinvloed 20-30 km.

- 4.20 -

Figuur 4.14

Voorgestelde zonering van het Nederlands deel van het continentaal plat I : kustzone; II : offshore zone; III : overgangszone; IV : diepere zone; V : Doggersbank

- 4.21 -

Belangrijk is dat deze zone een directe uitwisseling heeft met de Waddenzee en daar water en sedimenten aan toelevert. Mede onder invloed van de hoge troebeling komt in de kustzone de algengroei in het voorjaar trager op gang dan in de volle zee. Nutriëntenbeschikbaarheid blijft het hele jaar hoog, met uitzondering van silicaat. De algenbiomassa blijft het gehele groeiseizoen op niveau. Welke factor de produktie in deze zone beperkt is nog niet goed duidelijk. De algen bestaan hier uit neritische soorten en ook algen van rivieroorsprong. Langs de kust komen bloeien voor van bijvoorbeeld Phaeocystis pouchetii en met name ten noorden van de Waddeneilanden van Dynophysis acuminata. Hoewel vaak geassocieerd met kustwateren, is het optreden van opvallende planktonbloeien niet slechts tot deze zone beperkt. Vooral in het voorjaar wordt een groot gedeelte van de primaire produktie niet begraasd door zooplankton, maar wordt door microheterotrofen in de waterkolom en het sediment en andere organismen van de bodemgemeenschap omgezet.

Fraser

[12]

typeert

de watermassa, die hij continentaal kustwater

noemt, met de volgende zooplanktonsoorten: Noctiluca miliaris, Corycaeus anglicus,

Euterpina

acutifrons,

Acartia

clausl,

Paracalanus

parvus,

Centropages hamatus, Phtisica Marina en Gasterosaccus sanctus.

Govaere [17, 18] herkende in het zoobenthos vanaf de kust drie zones, t.w. een kustzone voor de Belgische kust (het slibrijke gebied van de Vlaamse Banken) een overgangszone (die doorloopt voor de Nederlandse kust tot ongeveer IJmuiden) en de open zee zone (zie figuur 4.15).

De kustzone wordt gekenmerkt door een heterogene soortenarme benthische levensgemeenschap. Aantal en biomassa worden gedomineerd door de borstelwormen Cistena cylindraria en Nephtys hombergli en de tweekleppige Macoma balthica en Abra alba. De overgangszone wordt qua aantal gedomineerd door de borstelwormen Lanice conchilega, Nephthys cirrosa, Shiophanes bombyx, Megalone

papillicornis,

Cistena

cylindraria, Anaitides

mucosa, Eumida

sanquinea, Ophelia llmacina en Nephtys hombergli en de tweekleppigen Tellina fabula, Abra alba, Mysella bidentata. De biomassa wordt gedomineerd

- 4.22 -

;;:::

OVERGANGS ZONE

|^gjgj| KUST ZONE

Figuur 4.15

Zonering van de Belgisch-Nederlandse kust volgens Govaere [18] op basis van de zoobenthosgemeenschap

door Abra alba, Tellina fabula, Nephtys hombergii en JM. cirrosa. Op grond van de biomassa vormen de tweekleppigen de grootste groep (> 60%), op grond van aantallen zijn de borstelwo rmen het belangrijkst (^ 60%). Eisma [9] vond als de meest frequent voorkomende schelpdieren, met name tweekleppigen,

voor

de

Nederlandse

kust:

Spisuia

spec,

Tellina fabula,

Mysella bldentata, Montacuta ferruginosa, Donax vittatus, Natica spec., Venus gallina, Cerastoderma edule, Astarte triangularis, Abra alba, Abra prismatica, Ensis spec., en Macoma balthica. Een indruk van de totale dichtheid van mollusken is weergegeven in figuur 4.16. Een indruk van de diversiteit van het macrozoobenthos in de kustzone wordt verkregen in figuur 4.17.

-

4.23

< X) EXEMPLAREN/0.2 W |10 - 20

»

120-100

••

<•

• H ' s O . 0 0 - 1.50 BITS/INO • H's 1.51 - 3.00 BITS/INO • H' s

Figuur 4.16

Dichtheidsverdeling van

> 3 . 0 0 BITS/IND

Figuur 4.17

Diversiteit aan bodem-

schelpdieren in het Nederlands kust-

dieren voor de Belgisch-Nederlandse

water [9]

kust [18]

De macrofauna in de kustzone lijkt op een gemengde Macoma balthica en een Abra alba associatie. Van het N.d.c.p. heeft deze zone de hoogste biomassa (> 6,2 g/m ) . Tussen het land en de kustzone is een strand en brandingszone gelegen; deze is soortenarm. Er kunnen wel hoge biomassa's voorkomen zoals is aangetoond voor de borstelworm Scolelepsis squamata op stranden van Texel en Ameland [8].

Voor de (commerciële) vissen is de kustzone vooral van belang als kinderkamer voor haring, tong, wijting en schol, terwijl tong in dit gebied ook paait. Voor soorten als kabeljauw en wijting is deze zone van minder belang.

De zeezoogdieren houden zich met name in het kustgebied op, al heeft het begrip kustgebied voor deze dieren een wat ruimere betekenis. Voor de zeehonden is de kustzone van bijzonder belang. Zij hebben droogvallende plaatsen nodig vooral voor het werpen van de jongen. Dit geldt vooral in

- 4.24 -

de zomer (eind juni-begin september). Na de paaritijd vertrekken de zeehonden uit het kustgebied doordat de prooidieren in de winter naar dieper water trekken. De walvisachtigen als de tuimelaar en de bruinvis komen eveneens voor in het kustgebied, waarschijnlijk als gevolg van de relatief grote hoeveelheid prooidieren in deze zone.

De vogelpopulatie wordt gedomineerd door de parel- en roodkeelduiker, de fuut, de eidereend, de zwarte zeeëend en de zilvermeeuw [4].

3

De off-shore zone van het zuidelijk deel van de Noordzee

Deze zone, met een diepte variërend van 10 tot 40 meter, wordt vooral beïnvloed door Kanaalwater. Het water is in het algemeen helder en relatief arm aan nutriënten ("Sagitta setosa" water). De waterkolom is volledig gemengd. De bodem in deze zone bestaat voornamelijk uit zand dat naar het noorden toe fijner wordt.

Het fytoplankton bestaat uit neritische en Intermediaire soorten, met relatief veel silicoflagellaten. De primaire produktie ligt op een hoger niveau dan in de kustzone. Door de volledige menging komen gemineraliseerde nutriënten direct weer beschikbaar voor de primaire produktie. De algenbiomassa blijft het hele seizoen op niveau. De bodem speelt een minder belangrijke rol bij de mineralisatie.

Fraser [12] typeert het zooplankton in deze zone aan de hand van de volgende soorten: Eutima gegenbauri, Gossea corynetes, Turritopsis sp., Amphinema

dinema, Oithona nana, Gaetanus minpr, Euterpina acutifrons,

Heteromysis microps, H. armoricana, Macropsis slabber!, Paramysis spiritus, Gasterosaccus sanctus, Sagitta setosa, Greefia celox en Doliolum nationalis.

In de zoobenthosgemeenschap van deze zone zijn de tweekleppigen minder belangrijk dan in de kustzone en er zijn meer stekelhuidigen en kreeftachtigen. In aantal zijn op basis van gegevens van Govaere [17, 18] en Eisma [9] de borstelwormen Spiophanes bombyx, Hesionura augeneri, Nephtys cirrosa en Eteone longa en de stëkelhuidige Ophiura affinis dominant. Wat be-

- 4.25 -

treft biomassa zijn de borstelwormen Nephtys cirrosa en Spiophanes bombyx, de stekelhuidigen Ophiura affinis en Echinocardium cordatum en de tweekleppige Spisuia elliplica dominant. De borstelwormen vormen meer dan 60% van de aantallen en ca. 50% van de biomassa, de stekelhuidigen 15 resp. 20% en de crustacea 10 resp. 15%. De mollusken zijn verder van weinig belang.

Voor de vissen liggen in deze zone gebieden met een bijzondere betekenis. In deze zone liggen paaiplaatsen van o.m. haring (figuur 4.18), wijting, kabeljauw en schol (figuur 4.19). Van de vogels en zeezoogdieren zijn er weinig gegevens van deze zone. Waarschijnlijk wordt deze zone echter minder intensief door walvisachtigen [10] en zeehonden bezocht.

.3.4

Overgangsgebied Het N.d.c.p. geeft van zuid naar noord een geleidelijke afname te zien van de maximale getijdestroomsnelheid

van 1,8-0,7 knopen. Deze factor

heeft onder meer bijgedragen tot een gradiënt in het sediment van grof naar fijn van zuid naar noord. Op een breedte van ca. 53° 30' N wordt de maximale getijdestroom kleiner dan de kritische waarde waarbij sedimentatie plaatsvindt. Ten noorden van deze grens is er een rijke slibfauna met een duidelijke gradiënt (zie figuur 4.20, 4.21) waarlangs achtereenvolgens verschillende soorten dominant zijn. Tevens is er plaatselijk een hoge biomassa; zie figuur 4.22 [6, 26] . Dit gebied is een overgang van het gebied dat gedurende het gehele jaar geheel gemengd is naar het gebied waar stratificatie optreedt [26] (zie figuur 4.23). Tussen deze twee gebieden bevindt zich een door stroming en getij geïnduceerd front. Hierdoor ontstaat een opwelling van nutriënten in dit gebied waardoor hoge planktonbiomassa's kunnen voorkomen

[6, 26]. (Daarnaast vermengen hier

continentaal Kustwater en Kanaalwater zich met dat van de Centrale Noordzee.)

- 4.26 -

FO

Figuur 4.18

Fl

F2

F3

F4

F5

F6

F7

F8

F9

GO

Gl

G2

Paaiplaatsen van haring en transportroutes van haringlarven in de Zuidelijke Noordzee [3]

- 4.27 -

E5

E6

E7

Figuur 4.19

E8 E9

FO

Fl

F2

F3

F4

F5

F6

F7

F8

F9

GO

G1

G2

Paaiplaatsen van schol en transportroutes van schollarven in de Zuidelijke Noordzee [3]

- 4.28 -

Figuur 4.20

Dominantie van enkele

Figuur 4.21

Verspreiding van 5

bodemdiersoorten langs de gradiënt

bodemdiersoorten langs drie tra-

in bodemsamenstelling in het over-

jekten in de overgangszone [6]

gangsgebied tussen de off-shore zone

(voor symbolen zie figuur 4.20)

en de diepere zone [6]

- 4.29 -

Figuur 4.22

Biomassa van de bodemdierengemeenschap van de overgangszone tussen de off-shore zone en de diepere zone [6]

- 4.30 -

Figuur 4.23

Ligging van de gemengde en de gestratificeerde gebieden van de Noordzee en de ligging van het getijde geinduceert front tussen deze twee gebieden [26]

- 4.31 -

3.5

Centrale Noordzee en Doggersbank

In deze zone is de waterdiepte groter dan 35-40 meter. Hoewel de Doggersbank een ondiep gebied is, wordt zij toch hier behandeld omdat in een aantal onderzoekingen de diepere en ondiepere gedeelten van deze zone gezamenlijk zijn behandeld en ze een grote verwantschap in soorten blijken te vertonen. In dit gebied komt tijdens de zomer stratificatie voor, boven de Doggersbank is het water echter goed gemengd. De watermassa in deze zone wordt door Fraser [12] Centraal Noordzeewater genoemd en is een mengsel van Atlantisch water, Kanaalwater en Continentaal en Engels kustwater. Vooral rond de Doggersbank komt zogenaamd "Sagitta setosa" (zie 4.2.2) water voor. Het bodemmateriaal is in deze zone fijner dan in de off-shore zone en bestaat uit zeer fijn zand en zandige klei en slib.

Het plankton bestaat vooral uit neritische soorten, hoewel ook oceanische soorten kunnen doordringen in deze zone (zie figuur 4.5). Ook in de Centrale Noordzee kunnen buitengewone bloeien van algen voorkomen, zoals van Thalassiosira soorten, Khizosolenia alata alata en Ceratium soorten [30], Als gevolg van stratificatie wordt het oppervlaktewater gedurende de zomer armer aan nutriënten waardoor de algenbiomassa en de produktie in deze zone in de zomer lager is dan gedurende het voorjaar en de herfst. Door de grote helderheid van het water komt de primaire produktie hier eerder op gang dan elders. Fraser [12] kenmerkt de watermassa aan de hand van

de volgende

zooplanktonsoorten: Tima bairdii, Entonina indicanns,

Eucheilota maculata, Cyanea capillota, Sagitta jsetosa, Oithona similis, Acartia clausi, Centropages typicus en Temora longicornis.

De meeste gegevens van het zoobenthos in deze zone zijn afkomstig uit de uitwerking per systematische groep van monsternames in de perioden 1932-1939 en 1947-1955 door een aantal Deense onderzoekers, te weten Ursin [20] (stekelhuidigen), Kirkegaard

[16] (borstelwormen) en Petersen [22]

(tweekleppigen). De biomassaverdeling

voor de verschillende groepen is

weergegeven in figuur 4.24-4.27. Hieruit blijkt dat de biomassa in dit gebied gedomineerd wordt door zeeklitten en/of tweekleppigen.

- 4.32 MEI /JUNI

MEI /JUNI 1950-1955 t o' 2* 4*

2*

1950-1955

0'

1

T

*m/ 8*

4*

58"

) 57"

• •

•

;• •

• •

• 58

• y

55'

54

53

H E ®

4.24

1-2.9

3-4.9

<

tl «* ^

K T

ft

* • •, • •

•

X

I '(

K~"

•22

S B ®

5-8.9

t-9.9

10-19

20-39

SCHATTING JAARGEMIDDELDE 2»

0°

2*

4*

S*

2*

8*

3»

•

C

s*

- .

a* ^

^

5a'

) ?•

'ï' r

E a u 1-9.9

Figuur 4.24

10-19

20-39

k^

4.27 0 40-52

10-19

• •

•

•

si'

•

?•

55*

V*

•

•

i«"

«

• • « «

1 A^ T

ft ^™

0

S

ï

20-29

30-39

40-49

| 50-67

Biomassa aan borstelwormen op de Doggersbank (natgewicht g/m2) [24]

Figuur 4.25

Biomassa aan zeeklitten en de Centrale Noordzee (natgewicht g/m2) [24]

Figuur 4.26

Biomassa aan tweekleppigen in de Centrale Noordzee (nat o weefselgewicht g/m ) [24]

Figuur 4.27

Totale biomassa van de verschillende groepen bodemdieren in de Centrale Noordzee (natgewicht g/m ) [24]

- 4.33 -

Kirkegaard

[21] beperkt zijn inventarisatie tot de Doggersbank. Hij

vond gemiddeld ca. 100 individuen per m , de meeste in het noordoostelijke deel, de bodem bestaat daar uit modderig zand, en de minste in het centrale deel op een zandige bodem. In totaal werden tijdens het onderzoek 112 soorten gevonden, waarvan 61 op de Doggersbank. Dominant in aantal zijn

Myrichele

oculata, Ophelia

borealis, Goniada

maculata, Glydinde

nordmanni en Owenia fusiformis. Wat betreft de biomassa en de produktie zijn Nepthys hombergii, N. caeca en N. longesetosa (samen 65% van de produktie) en verder Amphictene auricoma en Ophelia borealis van belang. Petersen [24] vond in het gebied 55 soorten tweekleppigen in dichtheden van 50-100/m . Wat betreft biomassa zijn de tweekleppigen even sterk vertegenwoordigd als de stekelhuidigen en 5-10 maal zo sterk als de borstelwormen. Op basis

van de soortensamenstelling

van tweekleppigen geeft

Petersen [25] een globale indeling voor de Centrale Noordzee. Qua frequentie zijn de belangrijkste

tweekleppigen: Cultellus pellucidus, Tellina

fabula, Montacuta ferruginosa, Venus striatula en Ensisensi. Ursin [31] geeft aan dat vooral Echinocardium species belangrijk zijn binnen de groep van stekelhuidigen, verder zijn ook Ophiura albida, Amphiura filiformis, Astropecte irregularis en Echinocyamus pussilus wel van belang. Wat betreft biomassa spelen alleen de Echinocardium sp. een rol.

Voor de commerciële vissen heeft deze zone geen duidelijk af te grenzen gebieden met een zo specifieke functie als bijvoorbeeld die van een paaiplaats. Dit gebied is van minder groot belang voor de bodemvissen, maar is wel een belangrijk fourageergebied van pelagische soorten als de kever en koolvis.

Over de vogels en zeezoogdieren is in deze zone weinig bekend. Wel bestaat het vermoeden dat deze zone belangrijker is voor zeevogels als de Noordse stormvogel, de jan van gent, de drieteenmeeuw en de zeekoet dan de andere gebieden [4].

- 4.34 -

4.4

DISCUSSIE EN CONCLUSIES

Voor een onderverdeling in zones, die in een aantal abiotische en biotische aspecten in bepaalde mate homogeen te beschouwen zijn, is kennis noodzakelijk van ruimtelijke en temporele variaties in o het fysisch/chemisch milieu o de morfologie van het gebied o structuuraspecten van het ecosysteem - soorten die voorkomen, hun biomassa en produktie - trofische (predator-prooi) structuur van het ecosysteem - de richting en grootte van stofstromen o de processen die daarbij een rol spelen. De idee achter het onderscheiden van zones is onder meer dat dit een handvat biedt om aan te geven hoe menselijke activiteiten en andere beïnvloedingen in verschillende

gebieden tot verschillende effecten aanleiding

kunnen geven. Dergelijke kennis kan richtinggevend en mede bepalend zijn voor de toekenning van gebruiksfuncties. De aard en mate van toegestane directe en indirecte beïnvloeding van het abiotisch en biotisch milieu kunnen daarbij aanleiding vormen voor het gedifferentieerd naar zones aanleggen van criteria voor menselijk gebruik.

In deze nota is een eerste indeling in zones gepresenteerd die vooral is gebaseerd op diepteverschillen en de daarmee samenhangende zoobenthosverspreiding. De onderscheide zones zijn (figuur 4.14): - kustzone (< 20 m) - off-shore zone (20-40 m) - overgangsgebied naar gestratificeerd deel - centrale Noordzee en Doggersbank. Uit de beschrijving van de zones blijkt dat deze ook op andere punten verschillen dan diepte en benthische gemeenschap. Verschillen in aspecten als zoutgehalte, bodemsamenstelling, menging oVer de verticaal en biotische samenstelling vallen echter niet altijd precies samen met de grenzen van de zones. De hier gegeven zonering kan, in dit kader, niet anders dan globaal zijn gezien het veelal fragmentarische karakter van de beschikbare gegevens en

- 4.35 -

het dynamisch karakter van het mariene milieu. Daarnaast is het ook niet bekend, of bestaat er weinig overeenstemming over, welke kenmerken, organismen en processen, bepalend, cruceaal of typerend zijn voor de Noordzee en subgebieden daarin. Het aangeven van de betekenis van kleinere gebieden voor het ecologisch functioneren is in dit kader vooralsnog dan ook niet mogelijk.

Uit de beschrijving van de zones komen een aantal aspecten naar voren die van belang zijn voor het waterkwaliteitsbeleid. De kustzone staat vooral onder invloed van het rivierwater. De waterkwaliteit, en daarmee de ecologische toestand van deze zone, wordt in belangrijke mate bepaald door de kwaliteit van het rivierwater. De centrale Noordzee en delen 'van de Duitse

Bocht kennen

thermische stratificatie en daar bestaat

dus een

potentieel risico voor het ontstaan van zuurstofloosheid. Ook liggen in dit gebied sedimentatiegebieden waar beschikbare verontreinigingen effecten kunnen hebben, hetzelfde kan gelden voor de rijke overgangszone. De off-shore zone van de zuidelijke Noordzee bevat een aantal gebieden die belangrijk zijn als paaiplaats van vissen die, zoals haring, een bepaalde bodemgesteldheid nodig hebben. Winning van bodemmaterialen en dumping van baggerspecie zou in die gebieden van negatieve invloed kunnen zijn.

Het aangeven van een gedifferentieerd beeld ten aanzien van het te voeren beleid voor elk van de aangegeven zones is vooralsnog nauwelijks mogelijk. Duidelijk is wel dat elk gebied min of meer exclusieve ecologische functies kent, er verschillen in kwetsbaarheid ten aanzien van bepaalde ingrepen bestaan en dat in de zones ook verschillende beïnvloedingen van belang zijn. De kennis van beïnvloedende relaties is echter nog onvoldoende om tot het gewenste ruimtelijke beleid te komen. Een terughoudend beleid ten aanzien van alle zones lijkt dan ook op zijn plaats. Hierbij zal het belangrijk zijn middels gerichte beheersdoelstellingen te zorgen voor een goede inpassing van antropogene invloeden in het functioneren van de Noordzee.

Uit de abiotische en biotische beschrijving van de zones blijkt dat de gedetailleerde kennis van de verspreiding van organismen zeer beperkt is. Voor de verdere ontwikkeling van de zonering is dan ook nader onderzoek

- 4.36 -

naar de in het begin van deze paragraaf genoemde aspecten onontbeerlijk. Wel zal voorlopig de kennis van de verspreiding van organismen in zee achterblijven bij de kennis van de terrestrischê systemen, waar zich reeds generaties van professionele biologen en vakkundige liefhebbers met het Inventariseren van organismen hebben bezig gehouden.

- 5.1 -

INVLOED VAN ANTROPOGENE NUTRIENTENBELASTING OP PRIMAIRE PRODUKTIE

INLEIDING

In dit hoofdstuk zal ingegaan worden op de relatie tussen nutriëntenbelasting van de nederlandse kustwateren en de primaire produktie van eencellige algen (fytoplankton). De algenbiomassa's vormen de belangrijkste primaire voedselbron voor de hogere organismen in het voedselweb van de Noordzee. Seizoensfluctuaties en lange termijn veranderingen in de biomassaconcentraties en de netto produktie van het fytoplankton hebben daardoor consequenties voor consumenten. Daarnaast kan ook de soortsamenstelling van de fytoplanktongemeenschap van invloed zijn op de richting en grootte van de voedselstromen naar verschillende herbivore (hier: algen etende) consumenten. Aangezien de belasting van de Zuidelijke Bocht van de Noordzee met de macronutriënten stikstof en fosfor in de afgelopen decennia significant gestegen is, rijst de vraag in hoeverre dit van invloed is op de primaire produktie en soortsamenstelling van het fytoplankton. Is er een eutrofiëringseffect waarneembaar in de Noordzee? Waarnemingen van biomassa's en soortsamenstelling laten zien dat met name de samenstelling van de algengemeenschap verschuivingen te zien geeft (zie deel A: Beschrijving, hoofdstuk 3.1). Een geprononceerd eutrofiëringseffect voor de gehele zuidelijke Noordzee, met sterk gestegen algenbiomassa's, is echter niet waargenomen.

In dit hoofdstuk wordt middels een mathematische modelaanpak getracht een zo kwantitatief mogelijk inzicht te verkrijgen in het verband tussen antropogene nutriëntenbelasting en de fytoplanktondynamiek en soortsamenstelling in tijd én ruimte. Hoewel de modelbeschrijving slechts een eerste aanzet vormt voor een fytoplanktonmodellering van de Noordzee, en de resultaten dus zeer voorlopig zijn, wordt op basis van de modeluitkomsten een indicatie verkregen van de globale veranderingen sinds 1930 en mogelijke oorzaken van die veranderingen.

- 5.2 -

MINERAUSATIE (nutrUniafhaninlilli.) •£(£) £(«>

NUTRIËNTEN OPGELOST Si

(E)

FYTOPLANKTON DIA TOMEEEN

N

•(»)

OVERIGE SOORTEN

•(«>

T GAAZING

(K) MORTALITEIT I I

f

ZOÖPLANKTON

.—J

.

I

f

GESUSPENOEERO DETRITUS

i^ü'i .

j

(E)

«CSUJPÏNSIÏ

SeOIMCMTATII

BENTHISCHE FAUNA 800EM OETRIRIS I I

SS

i-

NUTRIËNTEN •—IN BOOEM

Figuur 5.1

fc — — - - - - - - - - - - -

, - - - - - - - - - - - . - - - - - . —, - - . » . . »

• - , . . -

- .

--J

De stofkringlopen zoals deze in het model SEAWAQ worden beschouwd (E) = excretie, (R) = respiratie

Dit hoofdstuk

is beperkt tot de primaire effecten van veranderende

nutriëntenbelasting, n.1. die op de primaire producenten. In hoofdstuk 6 wordt vervolgens ingegaan op mogelijke afgeleide effecten in de rest van de voedselketen en ten aanzien van de waterkwaliteit.

- 5.3 -

5.2

MODELBESCHRIJVING

5.2.1

Procesbeschrijving In de relatie tussen nutriënten en primaire produktie van algenbiomassa's spelen een groot aantal processen een rol. Ten behoeve van het opzetten van een mathematisch model is een aantal van de processen die van overwegend belang lijken te zijn nader uitgewerkt. Ter illustratie dient figuur 5.1. Hierin zijn de belangrijkste componenten en relaties aangegeven die een rol spelen in het model SEAWAQ. In het linker deel van de figuur zijn aangegeven de nutriënten in het water en de bodem. Rechts in de figuur is het organisch particulair materiaal te zien, zowel in het water en de bodem. Centraal in figuur 5.1 staan de organismegroepen; het fytoplankton, het zooplankton en de benthische fauna. Middels de relatiepijlen in het schema is te zien hoe nutriënten opgenomen worden door de onderscheide fytoplanktongroepen. Dit leidt tot primaire produktie van organisch materiaal. Afname van algenbiomassa's vindt plaats door excretie, respiratie, natuurlijke mortaliteit en begrazing door herbivoor zooplankton. In deze eerste modelopzet is opname van algenbiomassa door filtrerende bodemorganismen als schelpdieren vooralsnog buiten beschouwing gebleven. Hieronder volgt een nadere uitwerking van de in SEAWAQ beschouwde variabelen en processen. Dit model is een nadere uitwerking van het door Fransz [1] ontwikkelde simulatiemodel SEASIM.

Toestandsvariabelen De volgende 17 toestandsvariabelen worden in het model onderscheiden (zie figuur 5.1): Fytoplankton in 4 groepen: diatomeeën

jong - oud; DIATJ, DIATO

mg C/m3

overige soorten

jong - oud; OPHYJ, OPHYO

mg C/m3

Sporen of ruststadia van: diatomeeën

DIATS

mg C/m

overige soorten

OPHYS

mg C/m3

Gesuspendeerd detritus uitgedrukt in 4 vormen nl.: in koolstof

DETC

mg C/m3

in fosfaat

DETP

mg P/m3

in stikstof

DETN

mg N/m3

in silicium

DIAD

mg Si/m

- 5.4 -

Bodemdetritus uitgedrukt in 4 vormen nl.: in koolstof

ORSC

mg C/m2

in fosfaat

ORSP

mg P/m2

in stikstof

ORSN

mg N/m2

in silicium

DIAS

mg Si/m2

in fosfaat

P

mg P/mJ

in stikstof in silicium

N Si

mg N/m mg Si/m3

Nutriënten in 3 vormen nl.: o

S tuurvarlabelen De stuurvariabelen in het model zijn: Instraling (Io), Temperatuur (TEMP), Achtergrondextinctie (Ko), Graasfunctie (GF). Deze vier stuurvariabelen zijn voorgeschreven als functie van de tijd en plaats. Fytoplankton Het fytoplankton submodel bevat de volgende processen: assimilatie, sterfte, respiratie, excretie en begrazing. De processnelheden nemen toe met de temperatuur. De assimilatiesnelheid is bovendien een functie van licht en beschikbare nutriënten P, N en Si. Bij toenemende lichtintensiteit

neemt die snelheid

toe tot een verzadigingswaarde is

bereikt. Foto-inhibitie bij een teveel aan licht is wellicht voor de turbulente bovenste waterlaag van de Noordzee minder belangrijk en is voorlopig buiten beschouwing gelaten.

Een belangrijk element in het fytoplanktonmodel is de beschrijving van het onderwaterlicht, waarvan de uitdoving over de diepte gekarakteriseerd wordt door een extinctiecoëfficiënt. Deze extinctiecoëfficiënt is opgebouwd uit vier bijdragen namelijk de door anorganische stoffen veroorzaakte achtergrondextinctie, de troebeling door de twee fytoplanktongroepen en het gesuspendeerd organische detritus. Voor de Noordzee-kustzone is van deze vier bijdragen, de eerste veruit het belangrijkst. De achtergrondextinctie is vanwege de invloed bovendien tijds- en plaatsafhankelijk: hoog in de winter en nabij de kust, laag in de zomer en ver uit de kust.

- 5.5 -

De achtergrondsextinctie is in dit model beschreven met een extern opgelegde stuurfunctie [1].

De invloed van de nutri'éntenconcentratie op de groeisnelheid wordt waar het de diatomeeën betreft evenredig gesteld met de minimum functie van drie Michaelis-Menten uitdrukkingen:

MiN (

Si

£

5

)

V

KSD + Si ' KPD + P » KND + ÏT

en evenzo voor de overige fytoplanktonsoorten met de functie:

v

KPO + P * KNO + N'

In bovenstaande expressies geven de K-waarden de nutriëntconcentraties aan waarbij de produktiesnelheid van diatomeeën en andere fytoplanktonsoorten, voor zover deze door nutriëntconcentraties wordt beïnvloed, de helft van maximaal is. Merk op dat alleen diatomeeën het nutriënt Si gebruiken.

De sterftesnelheden zijn in algenmodellen altijd een punt van discussie. Aan de formulering ervan is in dit model op een betrekkelijk nieuwe en biologisch niet onrealistische wijze vorm gegeven. In het model wordt namelijk onderscheid gemaakt tussen jonge en oude algen. Jonge algen sterven in het geheel niet. Oude algen sterven snel, namelijk een aantal malen sneller dan de respiratiesnelheid. Jonge algen worden oud op het moment dat nutriënten- dan wel lichtlimitatie optreedt. Alleen een klein deel van de oorspronkelijke fytoplanktongroep blijft jong, anders zou namelijk de gehele populatie na het bereiken van een limitatie uitsterven. Het gedeelte dat jong blijft is dus op te vatten als de ent voor de ontwikkeling van nieuwe populaties> Tegen het eind van het groeiseizoen wanneer tegen de winter een lichtlimitatie optreedt, wordt een ent voor de nieuwe populatie gevormd die wordt gedefinieerd als tijdelijk inert (rust- of sporentoestand) tot op het moment in het voorjaar dat de lichtintensiteit gemiddeld over de waterdiepte een bepaalde critische waarde overschrijdt [3, 6, 9 ] . Voor de excretie van een fytoplanktongroep is in dit model een bepaald percentage genomen van de assimilatiesnelheid. De graassnelheid per eenheid fytoplanktonconcentratie

is in dit model

- 5.6 -

eveneens voorgeschreven als een tijds- en plaatsafhankelijke functie op basis van gegevens van Fransz en Gieskes [2]. Uit die gegevens blijkt dat in het zomerseizoen een belangrijk deel (tot 100%) van de netto fytoplanktonproduktie door begrazing verdwijnt. Gesuspendeerd detritus Gesuspendeerd detritus wordt berekend in vier verschillende vormen namelijk als C, Si, P en N. Dit is noodzakelijk omdat mineralisatiesnelheden voor die vier stoffen verschillen. Het gesuspendeerde detritus wordt gevormd door: • fytoplanktonsterfte, afkomstig van de oude fytoplanktongroepen, • een deel van de begrazing door herbivoren. Dit deel is op te vatten als de fractie faeces en mortaliteit van de herbivoren ten opzichte van de totale begrazing, • resuspensie van bodemdetritus naar gesuspendeerd detritus. De resuspensiesnelheid wordt seizoens- en diepte-afhankelijk gesteld met behulp van een empirische factor, die 's winters een hogere resuspensie oplevert dan 's zomers. Afname van de gesuspendeerde detrituspool wordt veroorzaakt door: • mineralisatie, die zoals gezegd verschillend is voor C, Si, P en N [5, 7] • sedimentatie • begrazing. De sedimentatiesnelheid wordt ook seizoensafhankelijk gesteld, met behulp van de reeds genoemde empirische factor, zodanig dat 's winters een lagere sedimentatiesnelheid optreedt dan 's zomers.

Bodemdetritus Ook de bodemdetrituspool wordt berekend in de vier vormen C, Si, P en N. Bodemdetritustoename

vindt

plaats

door

sedimentatie

detritus. Afname van bodemdetritus vindt plaats door: • resuspensie • mineralisatie met stofafhankelijke snelheden • vorming van refractair detritus.

van

gesuspendeerd

- 5.7 -

Opgeloste nutriëntenpools Toename van de opgeloste nutriënten vindt plaats door: 1. mineralisatie van gesuspendeerd detritus 2. mineralisatie van bodemdetritus. De snelheid hiervan is kleiner dan die van de gesuspendeerde vorm, vanwege het geringere water-slib contactoppervlak 3. excretie van fytoplanktongroepen 4. een fractie van de begrazing door zooplankton aangeduid met zooplanktonexcretie. Afname van de opgeloste nutriëntenpool vindt in dit model uitsluitend plaats via opname door de fytoplanktongroepen. Merk op dat alleen de diatomeeëngroep Si bevat, waardoor de Si-modelformulering iets afwijkt van die voor P en N. Ter controle of aan de behoudswet voor Si, P en N is voldaan, wordt het verloop in de tijd van de totale hoeveelheid van die stoffen bijgehouden. Deze moeten uiteraard constant blijven bij afwezigheid van externe bronnen of putten. De controle toont aan dat inderdaad aan de behoudswet is voldaan.

2

Ruimtelijke schematisatie en transporten

Er is afgezien van het direct inpassen van het in de vorige paragraaf beschreven algenmodel in een tweedimensionaal transportmodel als DELWAQ (zie hoofdstuk 2) van de waterbeweging en menging in het te beschouwen gebied voor de Nederlandse kust omdat: 1. de biologische en chemische processen die van belang zijn in de Noordzee nog onvoldoende bekend zijn 2. gegevens over de ruimtelijke verdeling van belangrijke parameters als graas door zooplankton en bodemfauna, het seizoenspatroon in de extinctie en in de bodem-water uitwisseling alsmede in de ruimtelijke verdeling van de bodemsamenstelling (erosie-sedimentatiegebleden) zeer onvolledig zijn of zelfs geheel ontbreken 3. de rekenkosten van een tweedimensionaal waterkwaliteitsmodel met 17 toestandsvariabelen waarin processnelheden uiteenlopend van orde 1 dag (algengroeisnelheid) tot orde 50 jaar (opslag van nutriënten aan bodem) niet gering zullen zijn.

- 5.8 -

In plaats daarvan is gekozen voor een tussenoplossing met een sterk vereenvoudigde

gebiedsindeling

en

transportbeschrijving.

De waarden

voor

waterdiepten en achtergrondextincties voor de verschillende compartimenten zijn afgeleid uit de beschikbare gegevens. De stuurfuncties licht, temperatuur en graas zijn in eerste instantie voor alle compartimenten gelijk gesteld.

De gebiedsgrenzen en indeling Een model is opgesteld voor de waterkwaliteit in een gebied van de Noordzee voor de kust van Noord- en Zuid-Holland. Gemeten langs de kust heeft het gebied een lengte van 120 km en is zodanig gelegen dat de WAKWON meetraaien Goeree tot en met Callandsoog [8] er net binnen vallen. Loodrecht op de kust is de afmeting van het beschouwde gebied 143 km. In die richting is het gebied opgedeeld in zeven compartimenten met variabele compartimentlengten. Die compartimentlengte neemt toe met de afstand uit de kust en bedraagt: vaknummer

1

vakbreedte

6

2 10

3

4

5

6

14

19

24

30

7 40 (km) (zie figuur 5.2)

De waterkwaliteit in de richting evenwijdig aan de kust wordt homogeen verondersteld.

De waterbeweging in het beschouwde gebied Een seizoensafhankelijk reststroomtransport is aangenomen, evenwijdig aan de kust in noordelijke richting. De reststroomsnelheden zijn: Ie kw 6

2e kw

3e kw

4,5

3

4e kw 4,5 (cm/s)

Deze zijn onafhankelijk van de afstand loodrecht op de kust aangenomen. De watertoevoer door de rivieren is niet in rekening gebracht, dus geen stroomsnelheden loodrecht op de kust. Wel is dispersief transport loodrecht op de kust in rekening gebracht. Voor de bijbehorende dispersiecoëfficiënt is, evenals in hoofdstuk 2, 150 m /s gekozen. Dispersief transport in de richting evenwijdig aan de kust is verwaarloosd. De waterbeweging in het beschouwde gebied is dus slechts opgebouwd uit twee bijdragen: - een uniforme stroomsnelheid evenwijdig aan de kust - een constante dispersie loodrecht op de kust.

Figuur 5.2

Onderverdeling van de Nederlandse kustzone. Meetpunten van het WAKWON monitoring programma, en vakverdeling zoals gebruikt in SEAWAQ

3

TOEPASSING VAN HET MODEL BIJ HUIDIGE NUTRIENTENBELASTING.

3.1

Nutriëntenbelasting 1976-1982

In het gebied vindt lozing plaats van nutriënten via rivieren waarvan de belangrijkste zijn: de Nieuwe Waterweg en het Haringvliet. Verder vindt

- 5.10 -

een lozing van nutriënten plaats door de zuidelijke gebiedsbegrenzing via de reststroom. Beide belastingen zijn seizoensaffyankelijk. Tabel 5.1 geeft de lozingen via rivieren van opgelost Si, N en Pj gebaseerd op een analyse van WAKWAL-gegevens (1976-1982) [11], hier verder aangeduid als 'rivieren 1980'.

procentuele verdeling per kwartaal

Si

_1

2

3

4

198.6.10-3 ton/jaar

47

17

8

28

3

N

296,9.10 ton/jaar

35

24

16

25

P

27,4.103 ton/jaar

29

22

21

28

Tabel 5.1

Langjarig gemiddelde kwartaalbelasting (1976-1982) van nutriënten uit rivieren in het kustvak 1

Voor het vaststellen van de belasting met nutriënten via de reststroom is kennis nodig van de concentraties van het met die reststroom instromende water. De gevolgde modelschematisatie stelt als eis, dat de concentraties van nutriënten in het instromende water niet beïnvloed zijn door de lozingen in het te beschouwen gebied. Om zoveel mogelijk aan deze eis te voldoen is gekozen voor de gemeten concentraties! in de meest zuidelijk gelegen meetraai Appelzak van het WAKWON-meetnet [8] als zijnde de randconditie die het minst beïnvloed werd door Rijn- en Maaswater. Tabel 5.2 geeft het kwartaalgemiddelde over de periode 1975-1982 van opgelost Si, N en P ter plaatse van de Appelzakraai uit het WAKWON-bestand, omgerekend voor de zeven vakken van dit model, hier verder aangeduid met 'Appelzak 1980'.

Uit de modelresultaten zal later blijken dat' de randvoorwaarde aan de zuidelijke begrenzing van het gebied voor een groot deel maatgevend is voor de waterkwaliteit binnen het beschouwde gebied. Dit vindt zijn oorzaak in het feit dat het aandeel in de nutriëntenbelasting in de eerste twee compartimenten, dat wil zeggen in de circa 16 km brede kuststrook, via de rivieren van gelijke grootte-orde is als dat via de reststroom door de Appelzakraai. In de overige vijf compartimenten verder uit de kust is de belasting via de rivieren geringer dan die via de Appelzakraai. Dit

- 5.11 -

heeft een aantal consequenties die in paragraaf 5.5 nader worden toegelicht. vak

stof KWARTAAL

Si (g/m 3 )

N (g/m 3 )

P (g/m 3 )

Tabel 5.2

1

2

3

4

5

6

7

1

0,9

0,62

0,50

0,36

0,25

0,122

0,122

2

0,17

0,10

0,07

0,05

0,038

0,027

0,027

3

0,17

0,14

0,11

0,075

0,05

0,027

0,027

4

0,45

0,35

0,29

0,22

0,16

0,110

0,110

1

1,65

1,05

0,67

0,4

0,17

0,14

0,14

2

0,9

0,6

0,49

0,35

0,14

0,11

0,11

3

0,675

0,45

0,38

0,26

0,12

0,08

0,08

4

0,9

0,63

0,45

0,28

0,14

0,11

0,11

1

0,17

0,14

0,05

0,037

0,027

0,017

0,017

2

0,10

0,05

0,03

0,024

0,018

0,012

0,012

3

0,10

0,055

0,036

0,029

0,020

0,011

0,011

4

0,13

0,095

0,046

0,032

0,021

0,014

0,014

Langjarig gemiddelde kwartaalbelasting (1975-1982) van nutriënten via de zuidelijke instromingsrand (Appelzakraai) in vak 1 t/m 7

2

Vergelijking van rekenresultaten met de WAKWON-meetgegevens

De modelresultaten voor de situatie 'rivieren 1980, Appelzak 1980' zijn vergeleken met de WAKWON-meetgegevens voor de jaren 1975 tot 1983. Vooralsnog heeft een eventuele bijstelling van de coëfficiënt of van modelformuleringen op basis van deze vergelijking niet plaatsgevonden. De coëfficiënten in het model hebben dus allen nog hun oorspronkelijke waarde die verkregen is zonder gebruikmaking van de WAKWON-gegevens.

- 5.12 -

De gebiedsindeling die aan het model ten grondslag ligt is niet dezelfde als die van het WAKWON-meetnet. Om een vergelijking tussen rekenresultaten en meetgegevens mogelijk te maken, moeten de WAKWON-gegevens worden bewerkt op een wijze, zoals hierna aangegeven. Het in het model beschouwde gebied bevat alle meetgegevens van de meetraaien Goeree, Ter Heyde, Noordwijk, Egmond en Callandsoog. De waarnemingen op een gegeven afstand (n km) uit de kust zijn gemiddeld over de genoemde meetraaien en gemiddeld per maand. Noem deze aldus bewerkte waarneming Y . De waarden van de waarneming op afstanden uit de kust die overeenkomen met het midden van de modelcompartimenten noemen we Y-j- t/m Y^JT* Deze zijn als volgt uit de oorspronkelijke gegevens af te leiden:

= (2YL + Y2

2Y

Y

I

Y

II

Y

III

Y

IV

=
Y

50>/2

Y

v

=

+

Y

70>/2

YvTT

= (2Y 4 + =

(2Y

(Y

10

50

+

5Y

+

io

7Y

+

20

+

4

+

Y

10)/6

3Y20)/10 5Y30)/14

= Y™

De figuren A.l t/m A.6 in de bijlage A tonen de aldus bewerkte gegevens voor de vakken 1 t/m 6 (vak 7 biedt geen extra informatie en is daarom achterwege gebleven). In deze figuren zijn per vak de verschillende parameters van het model opgenomen met daarbij ook de bewerkte meetgegevens. Vanwege de zeven jaren waarover meetgegevens ter beschikking staan, zijn er per maand zeven waarnemingen voor ieder vak. Het behulp van een verticale streep in het midden van iedere maand is in de figuren aangegeven, het maximum, het minimum en het gemiddelde meetgegeven in die maand over de beschouwde periode 1975-1983. De parameters waarvan meetgegevens ter beschikking staan en die zo vergeleken kunnen worden met modelresultaten

zijn: chlorofyl-a, opgelost

silicium, nitraat + nitriet + ammonia, ortho-fo$faat, totaal stikstof en totaal fosfaat. Voor het vergelijken tussen berekende en gemeten grootheden werden de volgende omrekeningen gehanteerd:

- 5.13 -

v.i * i 11 *. DIAT , OPHY gemeten chlorofyl-a vergeleken met ;, + —rrr—

gemeten (nitriet + nitraat + ammonia)-N vergeleken met berekende stikstofconcentratie gemeten totaal stikstof vergeleken met berekende N + (DIAT + OPHY) * NCRT + DETN waarin NCRT de N/C ratio =0,17 gemeten totaal fosfaat vergeleken met berekende P + (DIAT + OPHY) * PCRT + DETP waarin PCRT de P/C ratio - 0,031.

Bespreking van resultaten Bij de vergelijking tussen meetgegevens en berekeningen is met name gekeken naar systematische afwijkingen. De analyse van dergelijke afwijkingen geeft mogelijk aanwijzingen in welke hoek de oorzaak van die afwijkingen gezocht moet worden. Op die manier kan gewerkt worden aan gerichte verbeteringen, dus aan gericht verder onderzoek. De systematische afwijkingen die het eerst opvallen zijn:

1. De berekende chlorofyl-a gehalten in het najaar zijn te hoog, vooral in de vakken direct aan de kust. Mogelijk oorzaken: a) de omrekening van koolstof naar chlorofyl, zoals hier gehanteerd, zou minder juist kunnen zijn voor algensoorten die in de tweede helft van het jaar vooral In de kuststrook voorkomen b) de graasdruk zou hoger kunnen zijn dan aangenomen in het model. 2. De berekende nutriëntenconcentraties in het winterseizoen zijn over het algemeen Iets hoger dan de gemeten concentraties. Mogelijke oorzaken: a) de nutriëntenconcentraties via de Appelzakraai kunnen beïnvloed zijn door Rijn- en Maaswater waardoor de hieruit afgeleide nutriëntenbelasting die het beschouwde gebied binnenkomt via de zuidelijke begrenzing minder representatief is voor de werkelijke instroming via deze zuidelijke systeemgrens

- 5.14 -

b) het is niet uitgesloten dat een deel van de nutri'éntenbelasting aangevoerd door de rivieren bij de uitstroming in zee direct op êén of andere manier naar de bodem verdwijnt. 3. De berekende stikstofconcentraties in het groeiseizoen zijn verder uit de kust hoger dan de gemeten waarden. Mogelijke oorzaken: a) overeenkomstig 2a) b) stikstofverwijdering door denitrificatie. 4. De berekende ortho-fosfaatconcentraties in het groeiseizoen zijn vooral in de vakken nabij de kust lager dan de gemeten waarden. Mogelijk oorzaken: a) als lb; zie voorts voor het effect van een verhoogde graasdruk paragraaf 5.5 b) mogelijk treedt er in de vakken nabij de kust meer algenrespiratie op in de tweede helft van het jaar dan in model wordt aangenomen. Ook Joiris et al. [4] trachtten de discrepantie tussen zuurstofproduktie en consumptie gevonden voor de Belgische kust te verklaren met een sterk verhoogde autotrofe respiratie (tot 80% van de bruto primaire produktie).

GEVOLGEN VAN VERANDERDE NUTRIENTENBELASTING

Scenario's Een belangrijke vraagstelling bij deze studie is: Wat is het effect van een verandering in de antropogene nutriëntenbelasting via rivieren op de waterkwaliteit in de Nederlandse kustzone? Met het doel deze vraag zo goed als mogelijk te beantwoorden is gekozen voor het doorrekenen en vergelijken van de volgende twee scenario's: A. Het scenario voor huidige nutriëntenbelasting via rivieren en via de Appelzakraai aangeduid met 'rivieren 1980' en 'Appelzak 1980'.

- 5.15 -

B. Het scenario nutriëntenbelasting via rivieren als in 1930 en via de Appelzakraai als in 1930. Scenario B kon echter niet worden uitgevoerd, omdat gegevens over de nutri'éntenconcentraties ter plaatse van de Appelzakraai uit 1930 ontbraken. In plaats van het scenario B is daarom gekozen voor de volgende twee scenario's: BI. Het scenario nutri'éntenbelasting via rivieren als in 1930 en via de Appelzakraai als in 1980. Voor het bepalen van de 'natuurlijke' belasting van het instromende rivierwater is gebruik gemaakt van de in hoofdstuk 2 (tabel 2.6) gegeven 'natuurlijke' gehalten voor rivierwater. Op jaarbasis is de hieruit afgeleide belasting: Si

340.103 ton/jaar

N

65.103 ton/jaar

P

3.4.103 ton/jaar.

De verdeling van de belasting per kwartaal is analoog aan 1980 verondersteld.

B2. Het scenario nutriëntenbelasting via rivieren als in 1930 en via de zuidelijke systeembegrenzing gebaseerd op de 'natuurlijke' concentraties van instromend kanaalwater. Het natuurlijk gehalte van het via de zuidelijke systeembegrenzing instromende water is gebaseerd op de in tabel 5.2 vermelde concentraties voor vak 6 en 7 van de Appelzakraai. In dit scenario zijn voor de concentraties instromend in de vakken 1 t/m 5 dezelfde concentraties gebruikt als voor de vakken 6 en 7 waardoor de antropogene invloed van de rivierbelasting op de concentraties van de Appelzakraai wordt geëlimineerd.

In figuur 5.3 is geïllustreerd hoe het effect van toename in nutriëntenbelasting sinds 1930 is beschouwd met de 3 scenario's: van scenario B2 - met 'natuurlijke' uitgangsniveaus van 1930 van scenario BI - waarbij de invloed van rivieren op de belasting via de zuidelijke instroom t.o.v. B2 is beschouwd van scenario A

- waarin in aanvulling op BI ook de directe rivierbelasting van 1980 is beschouwd.

- 5.16 -

BI O—

APPEL2AK 1980

KA NAAIWATER

A -O

e B2 i RIVIEREN 1930

Figuur 5.3

il : RIVIEREN 1980

Schematische weergave van de scenario's voor nutriëntenbelasting als gebruikt in SEAWAQ berekeningen x-as: belasting uit rivieren y-as: belasting door instromend zeewater over de zuidelijke vakbegrenzing (zie voor scenario-aanduidingen A, BI, B2 verder de text)

2

Bespreking van de resultaten van de scenario's Een

bespreking

van de berekeningsresultaten

voor

de verschillende

scenario's kan het best geschieden aan de hand van figuren voor de verschillende uitvoergrootheden. Deze figuren zijn grotendeels opgenomen in bijlage A. In de bijlage is per vak en per scenario éên figuur opgenomen bestaande uit 7 deelfiguren voor de verschillende parameters; figuur A1-A6

- scenario A met meetgegevens 1975-1983 voor vakken 1-6

figuur A7

- scenario A voor vak 7

figuur A8-A10

- scenario BI voor vakken 1, 3, 7

figuur A11-A13 - scenario B2 voor vakken 1, 3, 7.

Worden de resultaten van scenario A ('rivieren 1980', 'Appelzak 1980') nu vergeleken met de scenario's BI ('rivieren 1930', 'Appelzak 1980') en B2 ('rivieren 1930', 'Kanaalwater') dan leidt dit tot de volgende constateringen:

- 5.17 -

1. De eutrofiëring van de Noordzee van 1930-1980 heeft slechts een beperkt effect gehad op de omvang van de biomassa diatomeeën ook in de zone vlak bij de kust. Indien er al sprake is van een effect wijst dit eerder op een afname dan op een toename van de diatomeeën biomassa van 1930-1980 (zie figuur 5.4 voor vak 1). De reden hiervan is dat: a) silicium de beperkende factor is voor diatomeeënbloei b) de siliciumbelasting via de rivieren is afgenomen van 1930-1980. De laatste afname zou mogelijk een gevolg zijn van het groter aantal stuwen in 1980 ten opzichte van 1930, waardoor gunstiger condities werden geschapen voor diatomeeën en daarmee voor siliciumverwijdering uit de waterfase.

t ooo-

i j M0-

s o

300-

\ \_ \\

3

j

3SO-

J U

'''--•.

S

;-\..„

/CA \'A

Q 0-

9

31

91

10

120

ISI

lil

113

343

37.

304

334

3«S

r tuc

Figuur 5.4

Verandering in diatomeeën biomassa 1930-1980. Vergelijking van verschillende scenario's voor vak 1 - getrokken lijn

: Appelzak 1980 - rivieren 1980

- stippellijn


- onderbroken lijn: Kanaalwater

- rivieren 1930

Anders is het gesteld met het effect van de eutrofiëring op de omvang van de overige fytoplanktonsoorten (OPHY). Scenario B2 geeft ten opzichte van scenario A in vak 1 een maar liefst tien keer lagere biomassa OPHY. Ook scenario BI geeft ten opzichte van A een lagere biomassa OPHY in vak 1, zij het in belangrijke mate afgezwakt, namelijk een factor 2 lager (figuur 5.5).

- 5.18 -

o o 2

o

Figuur 5.5

—i

n

Jl

at

1 to

1 tlO

1

1

I ft! I.t

1

212

1

1

1+ J

274

1—'—i JO*

ii*

r Jtft

Verandering in biomassa van 'overig fytoplankton' 1930-1980 voor vak 1 - getrokken lijn


- stippellijn



- rivieren 1930

De conclusie is derhalve dat volgens dit model de eutrofiëring van de Noordzee een belangrijke verschuiving

tot gevolg heeft gehad in de

soortensamenstelling. Was in 1930 de diatomeeëngroep het meest dominant: (OPHY/DIAT)1930 = 0 , 5 - 1 in 1980 was dat duidelijk andersom: (0PHY/DIAT)198Q

=3-5

Bovendien is volgens het model de totale biomassa fytoplankton belangrijk toegenomen van 1930-1980, namelijk (zie figuur 5.6): in vak 1 van ca.

300 mg C/m

in 1930 volgens scneario B2

tot ca. 900 mg C/m

in 1930 volgens scenario BI

en

in 1980 volgens scenario A.

ca. 1500 mg C/m

- 5.19 -

1 S00-

ï 1000-

3 0 0-

0i O

Figuur 5.6

1

31

1

9t

1

»0

1

i

1

1

1

1

i

1

120

191

t « I

112

20

274

J04

JJ4

r i*i

Verandering in totale biomassa van fytoplankton 1930-1980 voor vak 1 - getrokken lijn


- stippellijn



- rivieren 1930

3. Zowel in 1980 als in 1930 wordt DIAT in dit model in de eerste twee vakken vrijwel nooit door de nutriënten Si, P en N noch door licht in zijn groei beperkt. Waardoor wordt de biomassa nabij de kust dan wel beperkt? Uit de simulaties blijkt de beperking op te treden door het effect van menging tussen de vakken tezamen met het wel optreden van een siliciumtekort verder uit de kust; zie vak 3 en volgende. Nabij de kust groeien de diatomeeën ongelimiteerd door licht en nutriënten. Toch neemt de biomassa niet verder toe omdat er een evenwicht ontstaat tussen de netto diatomeeënproduktie en de afvoer door menging met het verder uit de kust gelegen diatomeeën-armer water. Naarmate de menging kleiner is, zou de biomassa nabij de kust dus hoger worden. Menging wordt veroorzaakt door getij en wind, Een algenbloei zou volgens dit modelresultaat dus eerder op kunnen treden nabij de kust in een windstille periode in een gebied met een geringere horizontale getij-amplitude. De limiterende factoren voor OPHY zijn in de eerste twee vakken wezenlijk anders in 1980 dan die in 1930. In 1980 treedt namelijk geen P- of

- 5.20 -

N-beperking op in de eerste twee vakken. In 1930 komt een P-beperking volgens de simulatie wel regelmatig voor. Merkwaardigerwijs treedt die P-beperking zowel op in de vakken nabij de kust als verder uit de kust. Stikstofbeperking treedt in 1980 in geen enkel vak op. In 1930 komt dit wel voor, zij het sporadisch. De mogelijkheid dat er in het model te weinig rekening is gehouden met stikstofverwijdering ten gevolge van denitrificatie is niet uitgesloten.

GEVOELIGHEIDSANALYSE

Aan een analyse van de effecten van de verschillende in model gebrachte processen is in het kader van deze analyse nog nauwelijks aandacht besteed. Processen waarover nog een grotere onduidelijkheid bestaat betreffen: • de* bodem-water nutriëntenuitwisseling, • het effect van de variabele extinctie in de kustzone op de fytoplanktondynamiek, • de grootte en het effect van de graasinvloed op de biomassa fytoplankton, • de respiratie van het fytoplankton in verband met de discrepantie tussen zuurstofproduktie en consumptiecijfers nabij de kust. In deze paragraaf is getracht de gevoeligheid van het model te bepalen voor met name de bodem-water uitwisseling en de; graasinvloed. Een eerste indruk van het effect van de bodem-water nutriëntenuitwisseling is verkregen door twee simulaties uit te voeren, één met en ëên zonder bodeminvloed. Een eerste indruk van het effect van de graas op het fytoplankton Is verkregen, door een simulatie uit te voeren: waarin de graasdruk met circa 50% Is verhoogd ten opzichte van de oorspronkelijke waarde.

De bodeminvloed

De uitwisseling van nutriënten bodem-water verloopt in het model langs twee verschillende wegen. De eerste weg is direct via mineralisatie en via adsorptie-desorptie van of aan het bodemsediment. De andere weg is indi-

- 5.21 -

reet via resuspensie van organisch bodemmateriaal wat dan vervolgens in de waterfase mineraliseert. Door de resultaten van een simulatie, waarbij de bodeminvloed werd uitgeschakeld, te vergelijken met de resultaten van een simulatie met bodeminvloed, kan een indruk worden verkregen van het bodemeffect op de kwaliteit van het Noordzeewater in het beschouwde gebied. Als voorbeeld wordt de wintersituatie of meer specifiek de toestand op 31 december beschouwd. De reactiesnelheden zijn in de winter gering, terwijl bovendien de verblijftijd in die periode relatief kort is. Ten gevolge daarvan zullen de concentraties van stoffen in het water aan het eind van de winter nagenoeg gelijk zijn aan die van het ingevoerde water.

Figuur 5.7 geeft het berekende verloop van de nutriëntenconcentraties loodrecht op de kust op tijdstip 31 december. Zoals te zien is wordt dit verloop voornamelijk

bepaald

door de randconditie ter plaatse van de

Appelzakraai. De extra belasting via rivieren en bodem geeft een concentratieverhoging in de verschillende vakken ten opzichte van die aan de rand. Zonder invloed van de bodem komt die verhoging uitsluitend op rekening van de belasting via rivieren. Te zien is dat de rivierbijdrage afneemt met de afstand uit de kust. De bodembijdrage is veel minder afhankelijk van de afstand uit de kust. De rivierinvloed zonder bodemeffect lijkt op 90 km uit de kust nagenoeg verdwenen. De bodeminvloed gaat dus, zoals reeds gezegd, verder uit de kust een relatief steeds grotere rol spelen op de nutriëntenconcentraties in het water. De jaarlijkse onttrekking van de nutriënten aan de waterfase via bezinkend fytoplankton en detritus wordt ver uit de kust niet in voldoende mate aangevuld door rivieren. Door de teruglevering van nutriënten uit de bodem ongedaan te maken zou dit ver uit de kust een sterke oligotrofiëring tot gevolg hebben. In het beschouwde deel van de Noordzee is de verblijftijd van het water echter te kort (circa 1 maand) om iets van die oligotrofiëring bij uitschakeling van de bodeminvloed te merken.

De verhouding in de nutriëntenbelasting vanuit de bodem ten opzichte van die uit de rivieren is het grootst voor Si en kleiner voor P en N (zie figuur 5.7). Dit modelresultaat is in overeenstemming met hetgeen gevonden

- 5.22 -

AMTAHO

T O T DC R U S T

(km)

O

a

o 1 0

1

10

20

""I iO

|

|

I

|

40

00

CO

70

AriTAHo

V

Ot

T O T oc

pnilmii 00 KUIT

10

|IIIIIIIII| tod

fto

MH|II< tJO

| (J0

(»«)

\

100

E

**~s-1 " •* .1 » •

I

I

I

I

0

10

10

10

'[ «

I"' tO

90

00

70

00

«0

100

110

120

tJO

Nutrientenbelasting Appelzak (1980) rivieren (1980) (zie tekst) Figuur 5.7 Beïnvloeding door de bodem van de nutrientenconcentratie = concentratie op de rand = inclusief invloed van de bodem _, exclusief invloed van de bodem

- 5.23 -

werd door Rutgers van der Loeff

[10]. Rutgers van der Loeff schat de

nutrl'èntenflux uit de Noordzeebodem met behulp van gegevens over gradiënten van nutriëntenconcentraties in het poriënwater van de Noordzeebodem en met een in de literatuur gevonden waarde van de effectieve diffusiecoëfficiënt. De

schatting van de nutriëntenflux uit meetgegevens blijkt in

grootte-orde te corresponderen met de berekende nutriëntenflux gemiddelde over het jaar in de huidige modelstudie. Alleen de fosfaatflux uit de bodem blijkt in de huidige studie bijna 2x zo laag als gevonden door Rutgers van de Loeff [10].

Omdat in de uitgevoerde simulatie-runs de bodem nog niet in evenwicht is met de bijbehorende andere belastingsbronnen is over de exacte waarde van het door de rivieren beïnvloede gebied nog geen uitspraak te doen. De tijdschaal waarop dit evenwicht wordt bereikt wordt in het model bepaald door de keuze van de coëfficiënten die de relatieve onttrekkingssnelheid van de nutriënt door onomkeerbare binding in de bodem weergeven. De keuze in dit model is zodanig dat hieruit een tijdschaal voor het bereiken van een evenwicht van 27,4 jaar volgt.

ÏN

E u O! E

*H-»

*oooo-

1000 0-

Z UI 2

•LU 1/1

. •

30000-

X

'•

o t/i z < o

•

1,0 0 0 0 •

E O

t

. : . 0• | in I I I I I I I

0

10

| imiiiiii

20

30

|

|

40

30

>.|M

«0

i|

70

ni[

«0

uii|

10

III|III

|

100

MO

mi|

110

- • A F S T A N D TOT DE KUST

Figuur 5.8

|

tiO.

(km)

Organisch sediment als functie van de afstand tot de kust. Nutriëntenbelasting 1980

- 5.24 -

Met betrekking tot de bodem is het tenslotte nog interessant een bepaald modelresultaat kort toe te lichten. Figuur 5.8 toont het organisch sediment als functie van de afstand uit de kust. De verdeling laat een maximum zien tussen 10 en 40 km uit de kust. De afname ver uit de kust is te verwachten, vanwege de geringere rivierinvloed. De afname vlakbij de kust is het gevolg van de hogere resuspensiesnelheden in ondieper water, dus een gevolg van erosie.

2

De graasinvloed

Een eerste indruk van het effect van de begrazing op het fytoplankton is verkregen door een simulatie uit te voeren waarin de graasdruk met ca. 50% is verhoogd ten opzichte van de oorspronkelijke waarde. Verhoogde graasdruk geeft: • minder vaak nutriëntenbeperking, omdat de graas de fytoplanktongroei kan bijhouden. In feite treedt nutriëntbeperking ha begin mei tot aan de rest van het jaar niet meer op. Met minder graas vindt het gehele groeiseizoen door in vakken verder uit de kust regelmatig nutriëntenbeperking plaats (zie figuur 5.9 voor vak 1 en 7) • hogere nutriëntenniveaus in het water gedurende de tweede helft van het jaar, of beter gezegd na mei. Dit is een gevolg van de voorgaande constatering. Het resultaat is meer in overeenstemming met meetgegevens, wat zou kunnen wijzen op een onderschatting van de graasinvloed in het huidige model • minder hoge fytoplanktonconcentraties nabij de kust. Zie figuur 5.10 voor vak 1. Opvallend is dat ver uit de kust (vak 7) de fytoplanktonconcentraties door de verhoogde graasdruk nauwelijks zijn afgenomen. De verklaring is dat minder algensterfte optreedt door nutriëntenbeperking, waardoor een groter percentage van de primaire produktie ten goede kan komen aan het zooplankton. Met andere woorden het zooplankton zorgt gedeeltelijk voor de produktie van zijn eigen voedsel.

- 5.25 -

VAK I

o

•

11

»•

m

•«

ut

Ml

*•••

i "

»••

)**

i il*

- * • DAGEN

«*• OAOEN

VAK 1

<40<

.-""""7

]*l-

—

»•

t*

14)

llf

lil

III

K t

I t l

|tt

1*4

114

1*1

- » DAGEN

?

tn

- » DAGEN

i*i

ir*

!••

1*4

i»i

-*OAGEN

VAK 7

2 O

/j

^Ci^w ,—,—,—,—_ tl

|'M

II»

11*

II*

-*> DAGEN

Figuur 5.9

Nutriëntenconcentratie in vak 1 en 7 bij verschillende graasinvloed - getrokken lijn

: normale graasfunctie

- gestippelde lijn: verhoogde graasfunctie Nutriëntenbelasting 1980

- 5,26 -

VAK 1

VAK 1

l„,-i. U

, i Jl

,—— »•

r

•«

.

r-

i

119

III

- " i '•-•• | lil

Hl

! ... . n 241

1T*

i •• ,

1——r

IQ*

Ut

r——i 9 Jl

II»

rtl

. ,, — r - i 10 HÖ

, r ,. , —i | 1)1 til 111

•!,-. .ir. I*J )T*

|.—|— J»* 31«

in | J**

-•OAGEN

- • » OAGEN

UJ

u z VAK 7

i 4

II

i" II

i ••

VAK 7

i

i

i

i

i

i

11*

III

III

llt

141

IM

' i 1*4

i

r

11*

J44

4

I

I

I

II

II

«I

I

l 114

i

III

III

l

l

i

l

i

i

SU

141

]T«

II*

114

111

-•OAGEN

Figuur 5.10

Algenconcentratie in vak 1 en 7 bij verschillende graasinvloed - getrokken lijn

: normale graasfunctie

- gestippelde lijn: verhoogde graasfunctie Nutriëntenbelasting 1980

DISCUSSIE EN CONCLUSIES Zoals al verschillende malen is aangegeven is het fytoplanktonmodel zoals het er nu ligt nog niet uitontwikkeld. Er liggen beperkingen van methodologische aard; bijvoorbeeld in de vergelijking van één berekende

- 5.27 -

jaarcyclus met langjarige (opgeteld en gemiddelde) gegevens uit het veld. Daarnaast is een aantal procesformuleringen nog in ontwikkeling, mede door gebrek aan proceskennis. Zo is vooralsnog volstaan met een tijdsafhankelijke functie van zooplanktongraas zonder terugkoppelingsmechanismen. Tenslotte is het belangrijke aspect van de transportprocessen grotendeels buiten beschouwing gelaten. De complexe stromingspatronen zoals bijvoorbeeld voor de Zeeuwse kust, waar een zuidwaartse component aanwezig is, zullen

zeker

invloed

hebben

op

de

verspreiding

van

fytoplankton

en

nutriënten vanuit de verschillende bronnen.

De gevoeligheid van het model voor deze aspecten zal steeds in het proces van evaluatie en herformulering betrokken moeten zijn. De eerste resultaten dienen dus met enige terughoudendheid te worden gehanteerd. Het is niet uitgesloten dat die resultaten in de toekomst nog worden bijgesteld. Resultaten Vooralsnog zijn de belangrijkste resultaten: • De eutrofiëring van de Nederlandse Noordzee-kustzone tussen 1930 en 1980 heeft eerder een afname dan een toename in de biomassa diatomeeën tot gevolg gehad. Dit komt omdat de siliciumbelasting via de rivieren in die periode eerder is afgenomen dan toegenomen. Silicium is de beperkende factor voor diatomeeënbloei. • De overige fytoplanktongroep is tussen 1930 en 1980 volgens het model wel in belangrijke mate toegenomen. De conclusie is derhalve dat volgens dit model de eutrofiëring een belangrijke verschuiving tot gevolg heeft gehad in de soortensamenstelling. Was in 1930 de diatomeeëngroep het meest dominant dat wil zeggen (OPHY/DIAT) ^ Q - 0,5-1, in 1980 was dat duidelijk andersom (OPHY/DIAT)l98Q * 3-5. • De kwaliteit van het Nederlandse Noordzee-kustwater wordt voor een aanzienlijk deel door de nutriëntenbelasting via de reststroom over de zuidelijke grens bepaald. • In een 16 km brede strook tegen de kust zijn noch nutriënten noch licht voor de diatomeeëngroei beperkende factoren. Dit geldt zowel voor 1980 als voor 1930. In die strook wordt de diatomeeënbiomassa beperkt door de randconditie verder op zee (waar wel Si-beperking optreedt) en de mate van menging. Hoe kleiner de menging hoe groter die diatomeeënbiomassa.

- 5.28 -

• Voor de overige fytoplanktonsoorten trad in bovengenoemde strook volgens het model in 1930 regelmatig fosfaatbeperking op. In 1980 komen die nutriëntenbeperkingen in de beschouwde kuststrook niet meer voor. Ook hier wordt de OPHY-biomassa beperkt door menging en door de randconditie verder op zee. • De invloed van de bodem op de waterkwaliteit in het kustgebied van Noord- en Zuid-Holland is groter ten opzichte van de rivierinvloed naarmate de afstand uit de kust toeneemt. De nutriëntenbelasting van de waterfase vanuit de bodem ten opzichte van die vanuit de rivieren is voor silicaat groter dan voor fosfaat en stikstof. Overigens is de verblijftijd van het water in het beschouwde gebied dermate klein (circa 1 maand), dat het effect van een nutriëntenbelasting uit de bodem op de concentraties in de waterfase beperkt blijft ten opzichte van het effect van de belasting via de reststroom, zoals reeds gesteld onder het derde punt. • De invloed van het zooplankton op het fytoplankton en op de nutriëntenniveaus in het groeiseizoen is niet onaanzienlijk. Een hogere graasdruk geeft dicht bij de kust volgens het model een wat minder sterke najaarsbloei van fytoplankton maar heeft verder uit de kust nauwelijks nog invloed op het biomassaverloop. Verder heeft vanaf mei een hogere graasdruk hogere nutriëntenniveaus in het water tot gevolg. De modelsimulaties zouden bij een hogere graasdruk dan nu aangenomen, beter in overeenstemming zijn met de meetgegevens. • Uit de vergelijking tussen modelresultaten en meetgegevens worden een aantal aanwijzingen verkregen voor gericht verder onderzoek.

Aanbevelingen voor verder onderzoek Zoals onder meer in paragraaf 5.3.2 gesteld kunnen, uit een analyse van systematische afwijkingen tussen rekenresultaten en meetgegevens, aanwijzingen verkregen worden voor gericht verder onderzoek. Op basis hiervan kunnen aanbevelingen voor verder onderzoek worden geformuleerd. Voor zover zich dat, bij de huidige toestand van modelanalyse, laat aanzien, zijn die aanbevelingen:

- 5.29 -

1) Onderzoek gericht op het kwantificeren van de verschillende verliesposten van fytoplankton speciaal gedurende zomer en najaar in het gebied dicht onder de Nederlandse kust. Als verliesposten kunnen worden genoemd: graas door zooplankton en zoobenthos en verhoogde respiratie in de kustzone, terwijl ook factoren als ziekte en infecties, de effecten van microheterotrofen en verhoogde mortaliteit door toxische stoffen niet uitgesloten kunnen worden. 2) Onderzoek gericht op een betere kwantificering van de nutriëntenbelasting die het beschouwde gebied binnenkomt van de zuidelijke begrenzing. De gemeten nutriëntenconcentraties ter plaatse van de Appelzakraai lijken sterker door de rivierbelastingen te worden beinvloed dan op grond van huidige reststroomberekeningen

valt

te verwachten. Het verdere

onderzoek zal zich derhalve moeten richten op een betere bepaling van de reststroom en de longitudinale dispersie voor het zuidelijk deel van de Nederlandse kust. 3) Het verder analyseren van de rekenresultaten. Dit houdt in: a) het waar mogelijk verder vergelijken van rekenresultaten met meetgegevens. Hierbij kan bijvoorbeeld worden gedacht aan gegevens over de nutriëntenuitwisseling water-bodem [10] b) het voor zover mogelijk uitvoeren van een gevoeligheidsanalyse, waarbij bijzondere aandacht zal moeten worden besteed aan die aspecten waarvoor enerzijds het model gevoelig blijkt en die anderzijds een grote onzekerheidsmarge bezitten.

- 6.1 -

DE KOOLSTOFKRINGLOOP

INLEIDING

Het Noordzee-ecosysteem moet gezien worden als een heterogeen samenstel van ablotlsche en biotische componenten. In hoofdstuk 4 van de nota "De ecologie van de Noordzee", deel A: Beschrijving, is ingegaan op de kwalitatieve aspecten van de gecompliceerde interacties tussen het abiotische milieu en verschillende

organismengroepen

en de interacties

tussen de

organismengroepen onderling. Het schema dat in de beschrijvende nota wordt gebruikt voor de beschrijving van de globale structuur van het ecosysteem, en de componenten en fluxen daarbinnen, wordt ook hier gehanteerd (figuur 6.1).

BEIASTWO MINERAUSATIC

1 PEIAGISCHE VIS

1

—

VISSERIJ. PflEOAfOREN |

1

f

200 PIANKTON

FVTOPtAHHTON

ANORGANISCHE STOF

|

MICRO ORGANISMEN

I

r

OEMCRSAtE VIS

.

h

VISSERIJ i PREOATOREN

i

i

MACRO 1 0 0 • BENTHOS

^V^\V\^\^V^\-\^\\\^\\\V\\I-T-T-

vV\'

rprA^W

MICRO- EN MEIO 1 0 0 BENTH05

v"sV

ANORGANISCHE

1

STOF

Figuur 6.1

WATER

OETRITUS

f

MINERAUSAIIE

1

|

SOOEM

SEDIMENT

1-, 1

ORGANISCHE STOF

PRIMAIRE

1 PRODUCENTEN

2

1

CONSUMENTEN

|

3

1

REDUCENTEN

I

I

I

OODE OROAtII5CHE

1

STOF

1

A

Algemeen stofkringloopschema Noordzee ecosysteem

S

- 6.2 -

In dit hoofdstuk wordt beoogd een meer kwantitatief beeld te geven van de biotische componenten in het Noordzee-ecosysteem (paragraaf 6.2). De volgende aspecten worden daarbij belicht: • een kwantitatieve invulling per organismengroép van: biomassa, consumptie, produktie, respiratie, mineralisatie, excretie en de ratio van produktie en biomassa, • de ruimtelijke en temporele variatie, voor zover mogelijk ook kwantitatief, met name gericht op verschillen tussen de kustwateren en de open zee, • de balans tussen produktie en mineralisatie.

Op grond hiervan is nagegaan in hoeverre de huidige kennis over de koolstofkringloop een bijdrage kan leveren tot beoordeling van de waterkwaliteit van de Noordzee, gelet op de ernst van de verontreiniging en risico's voor de toekomst. In paragraaf 6.2 komt een kwantitatieve invulling van de koolstofkringloop aan de orde en in paragraaf 6.3 de balans tussen produktie en mineralisatie. Daarna wordt in paragraaf 6.4 Ingegaan op de mogelijke doorwerking van verhoogde nutriëntenbelasting en toxische stoffen op het ecosysteem.

6.2

KWANTITATIEVE INVULLING VAN HET STRUCTUURSCHEMA

6.2.1

Elementen van het schema

Het schema in figuur 6.1 is gestructureerd in;de volgende kolommen: 1. de anorganische stoffen, 2. de primaire producenten, 3. de herbivoren (primaire consumenten) en carnivoren (secundaire en hogere consumenten), 4. de reducenten; microheterotrofen in de waterfase, en het complex van micro- en meiozoobenthische organismen in het sediment, 5. dood organisch materiaal (opgelost en particulair) in de bodem- en waterfase.

- 6.3 -

De pijlen in het schema geven de belangrijkste stofstromen en voedselrelaties aan. Hierbij is niet getracht elke mogelijke flux aan te geven (bijvoorbeeld niet de respiratie van dierlijke organismen). Het betreft hier dus met name de particulaire stofstromen (voedselstromen) tussen organismen. Het doel van het opstellen van het schema is meerledig. Het geeft een globale beschrijving van de structuur en de samenhang van het ecosysteem. Het biedt de mogelijkheid om aan te geven welke belangrijke processen een rol spelen in het functioneren van het Noordzee ecosysteem. Dit betreft ondermeer: • uitwisseling van nutriënten tussen de bodem- en waterfase, • uitwisseling van dood organisch materiaal tussen bodem- en waterfase, • primaire produktie door eencellige en hogere planten; autotrofe respiratie, excretie en mortaliteit, • secundaire en hogere produktie door dierlijke organismen; heterotrofe respiratie, excretie, mortaliteit, voedselopname, • produktie en mineralisatie (teruglevering van nutriënten aan de waterfase) door heterotrofe micro-organismen. Het schema schetst hiermee hoe de kringloop van stoffen in het ecosysteem verloopt. Tevens biedt het schema de mogelijkheid om een kwantitatieve invulling te geven van de massa-inhoud van de onderscheide componenten, de grootte van netto en bruto produktie van organismen en de verschillende fluxen. Dit geldt zowel voor de essentiële elementen waaronder koolstof, fosfor en stikstof, als in principe ook voor toxische stoffen. Bij kwantitatieve invulling als hierboven aangegeven wordt bovendien inzicht verkregen in: • het relatieve belang van de verschillende componenten in termen van biomassa en produktie, • de verschillen in hoeveelheden met toxische stoffen in de abiotische componenten en organismengroepen, • het relatieve belang van de verschillende fluxen, en daarmee van processen, • de produktie-efficiëntie van organismengroepen (opname/netto produktie), • de turnoversnelheden van organismengroepen (netto produktie/biomassa).

- 6.4 -

Bij voldoende informatie geeft het schema tenslotte uitsluitsel over het al dan niet gesloten zijn van het systeem. Met andere woorden: is de kringloop van primaire produktie tot en met mineralisatie in het beschouwde ecosysteem nagenoeg autonoom, of is er een relatief hoge mate van uitwisseling van organisch en anorganisch materiaal met aangrenzende ecosystemen en/of met de refractaire bodemfase en de lucht? 6.2.2

Beschikbare gegevens

Op basis van literatuurgegevens is in tabelvorm samengevat wat bekend is over de biomassa's en fluxen in het ecosysteem van de Noordzee, met name voor de Belgische en Nederlandse kustwateren. Hierbij is gekozen voor 2 2 een uitdrukking in eenheden koolstof: gC/m

voor biomassa's en gC/m jaar

voor fluxen. Het resultaat van deze inventarisatie is weergegeven in tabel 6.1. Hierin zijn voor de verschillende organismengroepen de koolstofdata opgenomen van: biomassa, consumptie, produktie, respiratie, mineralisatie, excretie en P/B (produktie/biomassa)-ratio's. Niet opgenomen zijn de gegevens van microheterotrofen, deze zullen in paragraaf 6.5 behandeld worden. Uit tabel 6.1 blijkt dat voor een aantal organismen en parameters geen waarden gevonden konden worden. Soms zijn er slechts gegevens van een beperkt deel van de Noordzee. De informatie beperkt zich veelal tot biomassa- en produktie-data. Door het ontbreken van met name de consumptie- en uitscheidingstermen (als respiratie, excretie enfaeces) is het vooralsnog niet mogelijk om voor grote delen van de Noordzeje een gefundeerde kwantitatieve schatting te maken van de fluxen. Het is dan ook nauwelijks mogelijk om daarin heterogeniteiten in tijd of ruimte! aan te geven.

Voor het Belgisch-Nederlandse kustgebied

zijn de gegevens completer

([15, 19 en 20] in tabel 6.1). Voor twee zones werd een koolstof balans opgesteld (figuren 6.3 en 6.4) waaruit blijkt dat in dit kustgebied al grote heterogeniteiten op kunnen treden. De verschillen uiten zich vooral in de koolstof massa-inhoud van het sediment en in de biomassa en totale respiratie van de benthische fauna, dit in tegenstelling tot de massainhouden en fluxen in het pelagiaal die weinig verschillen.

-

Groep gebied

6.5

-

Biomassa

Consumptie

Produktie

2

3

4

1

Respiratie, mineralis., faeces, excretie

5

P/B

Ref.

6

7

FYTOPLANKTON: N.N.zee

26

70-90

zone IS1) zone IN zone 2

3,57 2,27 3,82

Belg. kustgeb.

3,7

220-374 256-435 232-394

110-187 128-217 116-197

170

Z.Bocht; kust open zee centrale N.zee

resp./excr. 110-187/33-56 128-217/38-65 116-197/35-59 excretie 150

< 75

19

46

15

* 41

200 250 200-250

11

12-23 5-15 40

11

45 30

9

ZOOPLANKTON: (Copepoda) Z.Bocht; kust open zee centrale N.zee (Copepoda) kust open zee nauplii grote

0,12-0,25 0,03-0,09/ dag

zone IS1) zone 2

0,212 0,236

71 67

Belg. kustgeb.

0,3

80

16 15

resp.+faeces 37/18 35/17

75,5 63,5

respiratie 22

19

15

BENTHOS; Melobenthos: zone A ' zone B zone C Macrobenthos: zone Ib 4 ' zone III zone Ia zone II

0.812 0,86^

0,35^

Tahel 6,1 ( d e e l a)

18,07 17,57 14,28

5,13 4,94 4,26 1.692) 2,242 1.162 0,522>

respiratie 5,71 5,60 4,31

8,44 8,08 6,76

20

1,8 1.9 1,5 1,9

20

- 6.6 -

i

2

Macrobenthos: zone I5' zone II zone lila zone Illb Epibenthos: Belg.kustgeb.

3

5

5,892) 1,682>

3.2<>2> 1 11 2 ) 372) 2,42z;

0,47

4

3,13

1,08

resp. + feaceé + excr. 2,05

6

7

i» 8 ! 1,5*

18

2,32

19

VIS: pelag. demers.

0,80 0,26 0,26-0,792) 0,53-1,05'')

pelag. demers. Platvis: Z.N.zee C.N.zee N.N.zee Kabeljauwachtigen: Z.N.zee C.N.zee N.N.zee Overige vissen:

0,07 0,04 0,003

26 22

18

0,13 0,20 0,34

Z.N.zee

0,08 0,37 0,42

C.N.zee N.N.zee VOGELS: Carniv. Wad.zee; platen gemidd.

2,612> 2,172)

25

Tabel 6.1 Verzamelde koolstofgegevens voor organismegroepen binnen het Noordzeegebied kolom 1: de organismegroep en aanduiding van gebied waar de waarneming werd gedaan 2 2: biomassa standing stock (gC/m ) 2 3: consumptie (gC/m jaar) 2 4: netto biomassaproduktie (gC/m jaar) 5: uitscheidlngstermen; respiratie, mineralisatie, feaces, excretie (gC/m jaar) 6: ratio produktie/biomassa per jaar (of per dag als aangegeven), met * aangeduid berekend als kolom 4/2 7: referenties noot

1: voor gebiedsindeling zie figuur 6.2a 2: koolstofgegevens berekend uit (asvrij) drooggewicht C/(AV)DG =• 1,9 3: voor gebiedsindeling zie figuur 6.2b 4: voor gebiedsindeling zie figuur 6.2c 5: voor gebiedsindeling zie figuur 6.2d

- 6.7 -

Figuur 6.2

Verschillende zoneringsaanduidingen als gebruikt in tabel 6.1 a) Nederlands-Belgisch kustgebied [naar 19] b) Meiobenthische gemeenschappen [naar 20] c) Macrobenthische gemeenschappen [naar 20] d) Macrobenthische gemeenschappen [naar 18]

- 6.8 -r

Figuur 6.3

Koolstofkringloop in Belgisch-Nederlands kustgebied. Zone IS (zie figuur 6.2); Belgische kust [uit 19]

Figuur 6.4

Koolstofkringloop in Belgisch-Nederlands kustgebied. Zone 2 (zie figuur 6.2); off-shore gebied [uit 19]

- 6.9 -

In tabel 6.2 wordt voor alle grootheden de range In de in tabel 6.1 opgegeven waarden gepresenteerd. Geconcludeerd moet worden dat de spreiding in de gegevens aanzienlijk is. Deels zal deze spreiding samenhangen met geografische heterogeniteiten, maar de invloed van verschillen in bepalingsmethoden moet zeker niet verwaarloosd worden. ... Groep

Excretie

P/B

33-150

41-75

Biomassa

Consumptie

Produktte

Respiratie

Fycoplankton

2,3-3,8

220-435

70-250

110-217

Zoöplankton

0,2-0,3

67-80

5-45

22-37

Meiobenthos

0,8-0,9

14-18

4-5

7-8

Macrobenthos

0,3-3,3

0,5-6

1-2

0,5

Epibenthos Demersale vis

0,5-1*

PeLagische vis

0,3-L*

Tabel 6.2

3

1

Feaces

17-18

2

64-76

2

Ranges in koolstofgegevens voor organismegroepen binnen het Noordzeegebied (eenheden als in tabel 6.1) * : biomassa ranges demersale en pelaglsche vis is berekend uit produktiegetallen met P/B = 1 [naar 1]

Uit figuur 6.5 blijkt dat er geen verband lijkt te bestaan tussen de biomassa en de trofische positie van de betreffende organismegroep. Hierbij moet opgemerkt worden dat de biomassa van een organismengroep natuurlijk afhankelijk is van de gekozen grootte van de groep, en de tumoversnelheden binnen de groep. Bij een indeling, bijvoorbeeld, in primaire producenten versus alle andere organismen zouden beiden groepen op ongeveer dezelfde biomassa uitkomen. Gegeven de gekozen groepsindeling blijkt uit figuur 6.6 bovendien dat op een hoger trofieniveau de nettoproduktie o per m daalt. Uiteindelijk blijkt maar ca. 1% van de jaarlijkse primaire produktle tot produktie van demersale en pelagische vis te leiden. Als de particulaire produktie van microheterotrofen buiten beschouwing gelaten wordt, lijkt ongeveer 75% van het primair organisch materiaal (op basis van koolstofequivalenten) niet terecht te komen in de grotere consumenten aan het eind van de voedselketen. Dit wordt met name veroorzaakt door

- 6.10 -

respiratie en excretie van organisch materiaal in elk van de opvolgende stappen van de voedselketen. Uit tabel 6.2 blijkt voorts dat de P/Bratio's van fytoplankton en zooplankton een orde hoger liggen dan die van de hogere consumenten; de planktonbiomassa reproduceert zichzelf, gemiddeld over een jaar, elke 5 It 10 dagen, die van het meiobenthos elke 45 dagen, die van het macro- en epibenthos een of twee maal per jaar en vis gemiddeld eens per jaar. PR00UKTI6

BIOMASSA
e

o

u

T 300

3.0

100

Ol

ai

200

50 2.5

•

25 2.0 10 1.5

5 U 3

1.0

2

I

1

I F

J

Z ME MA EP

0

0.5

f

0.3

•

P

F -• FYTOPLANKTON Z :• ZOÖPLANKTON ME:. MEIOBENTHOS MA.• MACROBENTHOS

Figuur 6.5

•

•

0.5

0.0

I

Ranges in biomassage-

F

Z Mg MA EP

0

F>

EP * EPIBENTHOS 0 » 06MERSALE VIS P * PELAGlSCHE VIS

Figuur 6.6

Ranges in netto produk-

gevens voor de gehele

tiegegevens voor de ge-

Noordzee [voor referen-

hele Noordzee [voor refe-

ties; zie tabel 6.1]

renties; zie tabel 6.1]

- 6.11 -

6.2.3

Integrale studies De biomassa- en fluxgegevens uit tabel 6.1 bieden onvoldoende houvast voor een uitgebreide analyse van de verschillen in de koolstofkringloop van de kustwateren en de centrale en noordelijke delen van de Noordzee. Een extra probleem bij de analyse van de literatuurgegevens is gelegen in het feit dat deze relaties slechts zelden onderwerp vormen van samenhangend onderzoek op meerdere trofische niveaus. Methodologische verschillen in de experimentele bepaling van produktie-, verlies-, en biomassagetallen, bemoeilijken de integratie tot een beeld van de stofkringloop door het gehele ecosysteem.

Ondanks deze problemen zijn er enkele voorbeelden in de literatuur waarbij wel een poging tot integratie is gedaan: • Steele [26] , • Der Rat von Sachverstandigen [22] , en • Nihoul en Polk [19]. Het schema van Steele [26] (figuur 6.7) is geheel gebaseerd op literatuurgegevens. Het was een van de eerste pogingen om te komen tot een geïntegreerd beeld van de stofstromen in de Noordzee. Inmiddels is echter het inzicht in het belang van de verschillende biomassa's en stofstromen gewijzigd. Met name de microheterotrofe gemeenschap speelt een belangrijkere rol in de consumptie van primair organisch materiaal dan oorspronkelijk werd aangenomen. Wellicht is Steele's inzicht dat vrijwel de gehele netto primaire produktie door zooplankton geconsumeerd wordt houdbaar voor oceanische systemen en het centrale en noordelijke deel van de Noordzee, maar volgens de huidige inzichten consumeren microheterotrofen en de benthische gemeenschap in de kustwateren van de Noordzee een groot deel van het organisch materiaal [4, 7, 15, 17]. Het schema in figuur 6.8 (naar: Rat von Sachverstandigen [22]) is eveneens een compilatie vanuit de literatuur. Evenals door Steele [26] is getracht de diverse resultaten te integreren tot een consistent geheel, maar een bezwaar blijft dat er gebruik is gemaakt van schattingen van biomassa's en fluxen die op verschillende

tijdstippen, op verschillende plaatsen en

volgens verschillende methoden bepaald zijn. Ten onrechte gaan deze algemene schema's voorbij aan geografische heterogeniteiten in de structuur van levensgemeenschappen en stofstromen.

- 6.12 FYTOPLANKTON 900

' FAECES 300

PELAGISCHE HERBIVOREN 170

'

"

INVERTEBRATE CARNIVOREN II

BACTERIËN

''

'

MACROZ00BENTHOS 50

MEIOZOOBENTHOS 20

85

30 20

'

ANDER!. CARNIVOREN 2

'

'i

DEMERSALE VIS 2.6

PELAGISCHE VIS 8.0

0 .6 GROTE VIS

2.0

HENS

Figuur 6.7

*

4.0

Produktie en consumptie door verschillende organismegroepen in de Noordzee (kcal/m2-jr) [naar 26]

FYTOPLANKTON 200 — 250

< BENTHOS 15

ZOOPLANKTON 50

'

1

DEMERSALE VIS 1 - 2

PELAGISCHE VIS 0 . 5 - 15

l

\ VISVANGST 0.5 - 0.8

VISVANGST 0.2 - 0.6

0.7

Figuur 6.8

MENS - 1.4

Produktie door verschillende organismegroepen in de Noordzee (grammen drooggewicht/m^jr) [naar 22]

- 6.13 -

In het onderzoek van Nihoul en Polk [19] en ook in later Belgisch onderzoek

[15] is gestreefd naar een experimentele bepaling van massa-

inhouden en fluxen op verschillende trofische niveaus. Het onderzoek is beperkt tot het Belgisch-Nederlands kustgebied. Uit dit werk wordt duidelijk hoe belangrijk de microheterotrofe consumptie van primair organisch materiaal is voor de teruglevering van nutriënten aan de waterfase en voor de voedselvoorziening van met name de benthische gemeenschap. Ook onderzoek in het Waddengebied [17] bevestigt dit beeld.

Om de produktiegegevens

van de verschillende auteurs

[19, 22, 26]

onderling vergelijkbaar te maken zijn deze geschaald naar een netto primaire produktie van 100 (hiertoe zijn de door de auteurs opgegeven produktiegetallen geïnterpreteerd als netto particulaire primaire produktie). Door de schaling zijn de netto produktiecijfers in de tabel van de primaire en hogere consumenten te interpreteren als percentages van de netto primaire produktie. Tabel 6.3 geeft hiervan een overzicht.

Prlm.Pr.

Zoop.Pr.

Graae

7.

X

MaloBanc.Pr. 7.

HacroBent.Pr. 7,

EptBent.Pr. 7.

Tot. Bene.Pr.

2,87

0,27

.74

•

0,36

*

"

"

"

6,67

0,44

0,67

0,9

0,3

P o U en Nltioul (1976) Zone IS

148,5 gc/«2j

100

10,8

47,8

Polk en Nihoul U 9 7 6 ) Zone 2

156,5 gC/i»2j

100

9,6

42,8

Sondargucachten (1980)

225

100

22,2

75

-

-

-

ScaeL (1974)

900 Kcal/ta*!

100

19,0

100

2,2

5,5

-

Tabel 6.3

.4

Prlm.Pr. - 100

2,7

1

•

Pal. Vla.Pr. 7, •

Dam. Vla.Pr. 7,

"

Overzicht koolstofgegevens van een aantal auteurs als percentage van netto biomassaproduktie

Secundaire produktie in kustwateren en open zee . In het veel geciteerde schema van Steele [26] wordt verondersteld dat de gehele primaire produktie door herbivore consumenten wordt begraasd. Deze aanname is zeker voor de kustgebieden niet reëel. Der Rat von Sachverstèindigen [22] verondersteldt een graas van 75% wat voor delen van de centrale Noordzee waarschijnlijk een goede schatting is (zie [11]). De cijfers van het Nihoul en Polk [19] geven voor het Belgisch-Nederlands kustgebied duidelijk lagere graaspercentages (ca. 40-50%). De kolom met

- 6.14 -

zooplanktonproduktie in tabel 6.3 kan direct geïnterpreteerd worden als zijnde het percentage van de primaire produktie

dat via herbivoor zoo-

plankton direct in het pelagiale voedselweb wordt opgenomen. Duidelijk is dat deze in de kustzone de helft (ca. 10%) is vaji die in de open-zee (ca. 20%). Schattingen van de primaire en secundaire produktie door Fransz en Gieskes [11] bevestigen dit beeld (tabel 6.4).

Periode

gC.m"2

%

Zuidelijke Bocht, kust

jaar

12-23

6-11

Zuidelijke Bocht, offshore

jaar

5-15

2-6

Centrale Noordzee

jaar

40

18

12

28

Gebied

20/4-3/6

Fladen gronden

Tabel 6.4

Schattingen van de copepoda produktie als percentage van de primaire produktie voor verschillende gebieden en perioden tussen 1971 en 1981 [11]

De consequenties van deze verschillen in graaspercentages zijn verstrekkend. Fransz en Gieskes [11] komen tot de conclusie dat de primaire en secundaire produktie in de Zuidelijke Noordzee uit balans zijn. Met name in het voorjaar 'ontsnapt' een groot deel van de fytoplanktonbloei aan consumptie door het zooplankton doordat de copepodengroei pas inzet als de fytoplanktonbloei al praktisch voorbij is. Alleen in de zomer zou er sprake zijn van een evenwicht. Fransz en Gieskes [11] schatten dat in de Zuidelijke Noordzee op jaarbasis ca. 75% van de primaire produktie niet door zooplankton geconsumeerd wordt. Zij suggereren dat in bepaalde perioden van het jaar een groot deel van de primaire produktie terecht komt in het "small food web" van protozoa en bacteriën eh er wellicht een additionele voedselflux bestaat naar vis via herbivoren en detrivoren nabij het sediment. Joiris et al. [15] concluderen dat ook in het ecosysteem van de Belgische kustwateren een "short pathway" van, organisch materiaal via microheterotrofen in de waterkolom en het sediment domineert over de lijn van fytoplankton naar zooplankton en uiteindelijk naar vis, zoals geldt voor veel pelagische open-zee systemen. Joiris et al. [15] suggereren dat de

dominantie

van

de fytoplanktongemeenschap

door

de

microflagellaat

- 6.15 -

Phaeocystis

pouchetii hiervoor een gedeeltelijke

verklaring

geeft: _P.

pouchetii vormt kolonies die te groot zouden zijn voor consumptie door de dominante copepode Temora longicomis. Experimenteel onderzoek van Weisse [28] toont echter aan dat _P_. pouchetii wel degelijk gegeten wordt door _T_. longicornis en Acartia spp. De rol van _P_. pouchetii in het ecosysteem van de Noordzee is blijkens deze tegengestelde inzichten nog niet geheel duidelijk. Een laag produktiepercentage (range 3-40%) van het zooplankton ten opzichte van de primaire produktie lijkt evenwel een gemeenschappelijk kenmerk van verschillende kustgebieden [15].

De gegevens zoals deze in tabel 6.3 zijn opgenomen vertonen voor de hogere trofleniveaus nogal wat verschillen. Ten aanzien van de macrobenthische fauna valt op dat de produktiepercentages in de Belgisch-Nederlandse kustzone een factor lager liggen dan berekend naar het schema van Steele (figuur 6.7). De gegevens van de Rat von Sachverstandigen in figuur 6.8 leiden tot een hogere waarde voor het totale benthische produktiepercentage dan dat op basis van de gegevens van Nihoul en Polk [19] te berekenen is. Ook de gegevens voor de visproduktie in [26] en [22] vertonen belangrijke verschillen.

Al met al moet geconcludeerd worden dat vooralsnog de gegevens ontbreken om in kwantitatieve zin de geografische verschillen in biomassa's en stofstromen te bepalen. Een integrale studie van stofkringlopen in de centrale en noordelijke delen van de Noordzee ontbreekt momenteel. Wel kan gesteld worden dat er een essentieel verschil bestaat tussen de kustwateren en de open zee, waar het de stofstroom van primaire producenten naar consumenten betreft. Terwijl in de diepere delen van de Noordzee de pelagiale voedselketen domineert, speelt in de ondiepere kustwateren de voedselstroom van primaire producenten naar de bodemgemeenschap een belangrijke rol.

- 6.16 -

6.3

DE BALANS TUSSEN PRODUKTIE EN MINERALISATIE

Een belangrijk gegeven in de beschouwing van stofkringloopschema's is een balansberekening aan de hand van de organische componenten en de produktie- en afbraakgegevens. Voor elk te beschouwen gebied zal na een jaar moeten gelden:

PBRUT - RTOT + RES - SED - REF + IMP - EXP = 0

eenheden: bijvoorbeeld gC/m

jaar)

waarbij: PBRUT = bruto primaire produktie RTOT

= totale respiratie in water en bodem

RES

= resuspensie organisch materiaal

SED

= sedimentatie organisch materiaal (voornamelijk door bezinking van dode algencellen)

REF

= vorming refractair organisch materiaal

IMP

= import van organisch materiaal

EXP

= export van organisch materiaal.

Hierbij moet aangetekend worden dat IMP en EXP zowel uit particulair, opgelost, als levend organisch materiaal kunnen bestaan.

De totale respiratie RTOT bestaat uit:

RTOT - RPHY + RCONS + RHETR waarbij: RPHY = autotrofe respiratie van primaire producenten (bruto-netto produktie) RCONS = respiratie van primaire en hogere consumenten (zooplankton, benthos etc.) RHETR = respiratie van mineraliserende heterotrofe micro-organismen (protozoa, bacteriën).

- 6.17 -

Het zal duidelijk zijn dat gedurende een deel van het jaar de som van de balanstermen ongelijk aan nul kan zijn. Dit kan bijvoorbeeld veroorzaakt worden door een tijdelijke piek in netto primaire produktie (met name ten tijde van de voorjaarsbloei) of door een grote inkomende organische flux. Kennis omtrent processen als import en export van organische slib en organismen, sedimentatie en resuspensie is dan ook noodzakelijk voor goede balansberekeningen.

In de voorgaande paragraaf is duidelijk geworden dat slechts een deel van de particulaire primaire produktie in de kustwateren van de Zuidelijke Noordzee geconsumeerd wordt door zooplankton. De vraag is wat er gebeurt met de 'overproduktie' van het fytoplankton. Een deel van de particulaire en opgeloste produktie zal door microheterotrofen in het water en in het sediment gemetaboliseerd worden. Hierdoor wordt onder meer organisch materiaal

gemineraliseerd.

Microheterotrofen

worden

tezamen met

organisch

materiaal ook geconsumeerd door filterende organismen en detritus eters. Een deel van de fytoplanktonproduktie wordt ook direct door met name filterende organismen als tweekleppigen geconsumeerd. Naast deze processen moet ook aangenomen worden dat een deel van de primaire produktie niet ter plekke gemetaboliseerd of gemineraliseerd wordt, maar uit de kustwateren naar de overige delen van de Noordzee getransporteerd wordt. Een en ander zal hieronder nader worden uitgewerkt.

De balans in de kustwateren van de zuidelijke Noordzee Figuur 6.9 geeft een beeld van de geschatte primaire produktie (particulair en opgelost) in het Nederlandse kustgebied. Gieskes en Kraay [14] concluderen op basis van deze gegevens en de gemeten zuurstofconcentraties dat tijdens de voorjaarsbloei niet alle primaire produktie wordt geconsumeerd door zooplankton, bodemdieren en bacteriën. In de periode januarijuni (1975) bedraagt de geschatte produktie in het oostelijk deel van de Zuidelijke Noordzee 90-120 gC/m

en de totale geschatte consumptie 70-90

gC/m . De consumptie blijft het meest achter bij de produktie ten tijde van bijzonder grote bloei van Phaeocystis pouchetii.

- 6.18 -

Figuur 6.9

Schatting van de netto (particulaire en opgeloste) primaire produktie in het Nederlands kustgebied (gC/m2jaar) [12]

Joiris et al. [15] stellen voor het Belgisch kustgebied een koolstofbudget op, waarbij de bijdragen van verschillende pèlagische heterotrofen aan de totale consumptie van organisch materiaal worden beschouwd. Tabel 6.5 geeft een overzicht van hun bevindingen. Van 15 maart tot 15 juli bedraagt de netto primaire produktie (particulair en opgelost) 215 gC/m2, hiervan wordt door microheterotrofen en zooplankton 110 gC/m2 geconsumeerd. De benthische mineralisatie bedraagt 55 gC/m2. Opvallend is dat de totale

planktonische

zuurstofconsumptie

(in

koolstofequivalenten

1000

gC/m ) meer dan een factor 5 hoger is dan op basis van netto primaire produktie verklaard kan worden. Gegeven het feit dat de organische belasting vanaf het land in het betreffende gebied minder dan 1% bedraagt, komen Joiris et al. [15] tot de conclusie dat het verschil tussen totale respiratie en heterotrofe respiratie (864 gC/m2) toegeschreven moet worden aan respiratie door autotrofe organismen, met name door fytoplankton. Dit

- 6.19 -

zou een respiratie door primaire producenten impliceren die ca. 80% bedraagt van de bruto primaire produktie. Percentages vermeld in de literatuur liggen veelal onder de 40% [21], Een bevredigende verklaring voor zo'n kennelijk lage efficiëntie van primaire biomassaproduktie in de Belgische kustwateren is vooralsnog niet gegeven.

Variabele

Jaarbudget

Voorjaarsbudget (15 maart-15 juli)

gC/m2

gC/m2

- fytoplankton

3,7

5,5

- detritus

4,3

4,9

- zooplankton

0,3

0,4

Gemiddelde biomassa

Gemiddelde fluxen

r,,

2.

gC/ra jaar

2 gC/ra jaar

- primaire produktie netto particulair

170

110

opgelost

150

105

totaal netto

320

215

- zooplankton graas

80

40

- zooplankton respiratie

22

11

120

70

2000

1000

155

55

5

0

- microheterotrofe activiteit - plantonische zuurstof consumptie - benthische mineralisatie - bentische fossilisatie

Tabel 6.5

Jaarbudget en voorjaarsbudget van de koolstofkringloop in de Belgische kustzone (naar [15])

Resumerend kan uit het werk van Gieskes en Kraay [14] en Joiris et al. [15] afgeleid worden dat in de Nederlandse kustwateren een primaire 'overproduktie' optreedt in het voorjaar van 25-30%, terwijl dit in het Belgische kustgebied circa 50% zou zijn. De kustwateren van de Zuidelijk Noordzee kennen dus op jaarbasis geen gesloten stofkringloop waarbij alle ge-

- 6.20 -

produceerde primair organisch materiaal ook ter plekke gemineraliseerd wordt. Dit fenomeen maakt duidelijk dat transport van particulair en opgelost organisch materiaal uit deze zone een aspect is dat van groot belang is voor de consumptie, mineralisatie en de organische gehalten van water en sedimenten in de aangrenzende gebieden.

6.4

ANTROPOGENE BEÏNVLOEDING VAN DE KOOLSTOFKRINGLOOP

Het is duidelijk dat een veranderde waterkwaliteit op meerdere processen van invloed kan zijn. Bij veranderende nutriëntenbelasting is een effect te verwachten op de primaire produktie van organisch materiaal, en daarmee op de beschikbare hoeveelheid primaire biomassa voor de hogere trofische niveaus. Bij verhoogde belasting met anorganische en organische microverontreinigingen en andere contaminanten (als olie) zijn toxicologische effecten te verwachten.

A)

B) TOXISCHE STOFFEN

NUTRIËNTEN 1 ore e

1

'1 PRIMAIRE PRODUKTIE

orde

PRIMAIRE PRODUKTIE

1

orde

.i

2

e

2 e orde

ord e CONSUMENTEN

Figuur 6.10

CONSUMENTEN

Schema van doorwerking van waterkwaliteit op organismen: a) effect van nutriënten verloopt altijd via de primaire producenten b) toxische stoffen kunnen op elke plaats in het voedselweb directe effecten veroorzaken

- 6.21 -

Voor vrijwel elke vorm van beïnvloeding moet onderscheid gemaakt worden tussen primaire, secundaire en hogere orden van optredende effecten. Primaire effecten zijn die waarbij de beïnvloedende factor directe gevolgen heeft voor de overleving van individuen en daarmee voor de populatiegrootte van de desbetreffende soort. In het geval van nutriëntenbelasting is er alleen sprake van een primair effect op de primaire producenten, de algen en eventueel de hogere planten. Bij toxische stoffen ligt de zaak geheel anders. In principe kunnen alle organismen die er aan blootgesteld worden een effect vertonen (zie figuur 6.10).

Secundaire en hogere orden van effecten komen tot stand doordat primaire effecten op verschillende organismegroepen doorwerken in het voedselweb. Verschillende mechanismen kunnen hieraan ten grondslag liggen: 1) Veranderde voedselbeschikbaarheid doordat het onderliggende trofische niveau beïnvloed is. 2) Veranderende predatiedruk doordat het bovenliggende trofische niveau beïnvloed is. 3) Veranderende concurrentiedruk binnen populaties van dezelfde soort, of tussen populaties van verschillende soorten, door een combinatie van effecten van 1 en 2 bij optredende schaarste van voedsel en/of ruimte. Hierbij is dus sprake van veranderingen in samenstelling, grootte en richting van voedselstromen. Daarnaast kan ook nog sprake zijn van: 4) Veranderende kwaliteit van het voedsel door verhoogde belasting met verontreinigende stoffen. Hierbij kan dus bioaccumulatie in de voedselketen optreden tot niveaus die effecten met zich meebrengen. Kwantitatieve effecten in de zin van toe- of afname van populaties van soorten in relatieve of absolute aantallen komen dus tot stand door een complex van primaire effecten ten gevolge van blootstelling aan een aantal beïnvloedende factoren, en afgeleide effecten ten gevolge van veranderingen In kwantitatieve en kwalitatieve aspecten van de stofstroom door het ecosysteem. Natuurlijke veranderingen en door de mens geïnduceerde beïnvloedingsfactoren spelen hierbij veelal gelijktijdig een rol.

- 6.22 -

Primaire effecten antropogene nutriëntenbelasting In de afgelopen decennia is de antropogene verhoging van de nutriëntenconcentraties in met name de kustwateren van de;zuidelijke Noordzee zeer significant geweest, maar uit waarnemingen zou slechts een geringe verhoging van de algenconcentraties

af te leiden zijn

[14]. Het globale

patroon van de veranderingen in de kustwateren van de zuidelijke Noordzee is hetzelfde als voor andere delen van de Noordzee waargenomen wordt. Voor de Noordzee als geheel wordt de oorzaak van deze: veranderingen veeleer in macro-meteorologische veranderingen gezocht dan In eutrofiëringseffecten [6].

In hoofdstuk 5 van deze nota is een mathematisch model gepresenteerd waarmee de primaire effecten van veranderende nutriëntenbelasting in de Nederlandse kustwateren op het fytoplankton zijn bestudeerd. Hoewel dit model nog in ontwikkeling is, kan uit de eerste resultaten worden afgeleid dat de frequentie van het optreden van nutriëntenbeperking sinds de 30-er jaren is gereduceerd. Het model berekent een toename van de netto primaire produktie en fytoplanktonbiomassa in de kuststrook (143 km) als gevolg van de toegenomen aanvoer van nutriënten. Daarnaast is blijkens het model het aandeel diatomeën in de totale fytoplankton biomassa teruggelopen ten gunste van andere soorten fytoplankton. Ondanks de waargenomen stijging in nutriëntenbejlasting blijkt uit meetresultaten geen overduidelijk primair eutrofiëringseffeet in de vorm van gestegen totale fytoplanktonproduktie en/of biomassa. Daarvoor ontbreken kwantitatieve gegevens in de vorm van lange tijdreeksen van produktie en biomassadata voor de verschillende fytoplanktonsborten. Metingen en verdere ontwikkeling van het fytoplanktonmodel kunnen bijdragen in de vergroting van het inzicht van de gevolgen van stijgende nutriëntenbelasting op de primaire produktie.

Secundaire effecten antropogene nutriëntenbelasting

Een belangrijke vraag is in hoeverre een stijging van biomassaproduktie van het fytoplankton doorwerkt naar de hogere trofische niveaus en wat de consequenties voor de waterkwaliteit en bodemkwaliteit kunnen zijn.

- 6.23 -

Een hypothetische beschouwing betreffende de mogelijke gevolgen van een verhoogde nutriëntenbelasting op de hogere trofische niveaus is vervat in figuur 6.11 en zal hieronder toegelicht worden. Essentieel hierbij is de aanname dat voedselbeperking de produktiebeperkende factor is voor primaire en hogere consumenten. Voor deze consumenten worden andere produktiebeperkingen als fysische factoren (temperatuur, zuurstofconcentratie, pH, saliniteit e.d.), inter- en intra-specifieke concurrentie, sterfte, migratie en transport in eerste instantie niet beschouwd.

wonde l l t t N HO. MH5U MUD.

PO.M IN OC WiTCRX010M

HAM MNIISCHt SUSPCNgONfUKM (M»OI0I00MNn«l)

urtm ROMJ SIOIMfNUIll »0.K

V

®

!-«• MIMRAUSiTI»

MOUTIC: SIRISS,

iitmtim va

CN ZOOflENIHOS

0 HO T I M RgCRUITMCNr M M t R M U IH/OF

ttuoixnt

vis

.©

® ©

©

OWIM

ovmivwa JUVCNWif

Figuur 6.11

©

vi)

GROTCM 0CMIR3AU VIS M00UK1K

Schematische weergave van mogelijke oorzaak-gevolg relaties van grotere nutriëntenbelasting op het voedselweb van de Noordzee. Rechthoeken omsluiten processen c.q. gevolgen, ruiten omsluiten de vraag of de betreffende organismegroep al dan niet (overwegend) voedselbeperkt is. Nummers verwijzen naar onderdelen van de text

- 6.24 -

Aan een dergelijke benadering kunnen bezwaren verbonden zijn. De hier gevolgde benadering moet gezien worden als een poging om met de beschikbare kennis en een aantal simpele aannamen te bezien hoe veranderingen op het laagste trofische niveau door zouden kunnen werken. Middels figuur 6.11 is beoogd om, onder de gestelde aannamen, de hoofdlijn van mogelijke effecten aan te geven. Volledigheid is niet nagestreefd. Met name om wille van de overzichtelijkheid is een aantal stofstromen niet opgenomen. Een aantal effecten zal hieronder worden toegelicht, waarbij de getallen tussen haakjes (-) verwijzen naar de getallen in figuur 6.11.

Het pelagiaal Indien licht niet beperkend is zullen algen welke P- of N-beperkt zijn een grotere produktle vertonen. Met name in de zomerperiode kan dit effect zich manifesteren (1).

Daar waar de herbivore zooplanktonsoorten voedselbeperkt zijn (met name in de open zee waar 70-100% van de primaire produktle begraasd wordt) kan een vergrote zooplanktonproduktie het gevolg zijn (2). Zijn de secundaire en hogere consumenten in het pelagiaal voedselbeperkt (3), dan kan dit uiteindelijk tot een grotere pelagische visproduktie leiden (4).

Bestaat de situatie dat een groot deel van de primaire produktle niet begraasd wordt door zooplankton (zoals in de kustzone het geval is) dan zal de 'overproduktie' van fytoplankton deels door benthische 'suspension feeders' (vooral tweekleppige schelpdieren) geconsumeerd worden (5), danwel afsterven wat leidt tot particulair organisch materiaal (POM) in de waterkolom

(6). Dit POM vormt een substraat voor microheterotrofen als

bacteriën en protozoa. Verhoogde produktle van deze microheterotrofen leidt enerzijds tot mineralisatie van organisch! materiaal (8) en verhoogd biologisch zuurstofverbruik (BZV) in het pelagiaal (9), anderzijds kan de biomassa van deze microheterotrofen

een additionele voedselbron vormen

voor kleine consumenten (met name zoopplankton) in het pelagiaal (3) en zo het pelagiale voedselweb ten goede komen.

Het organisch materiaal dat niet ter plekke in de waterkolom door microheterotrofen gemineraliseerd wordt, kan als organisch slib uit het

- 6.25 -

gebied worden getransporteerd, of sedimenteert (10). Hiermee kan een vergrote flux van organisch materiaal naar de bodem optreden (11). Een deel van dit materiaal bestaat uit refractaire verbindingen, de rest kan wel afgebroken worden en kan zo de bentische fauna ten goede komen. Hieronder zullen de mogelijke gevolgen van een vergrote flux van afbreekbaar organisch materiaal naar het sediment, zoals in de kustzone verwacht kan worden, nader uitgewerkt worden.

De bentische gemeenschap Een vergrote organische koolstofflux naar de bodem kan tot voedsel dienen van zowel het 'kleine voedselweb', van microbentische (protozoa en bacteriën) en meiobentische (voornamelijk nematoden) organismen, als van macrozoobentische soorten waarvoor detritus een belangrijke voedselbron vormt (vooral schelpdieren en kleinere crustaceëen) (12).

Als het 'kleine voedselweb' voedselbeperkt is, leidt de grotere koolstofflux naar de bodem mogelijk tot: • een grotere biomassaproduktie van deze organismen (13), • meer mineralisatie van organisch materiaal in het sediment (14), • een grotere BZV van de bodem (15).

De mineralisatie van organisch materiaal, in het pelagiaal (8) en in de bodem (15), leidt tot een teruglevering van nutriënten aan de waterfase (18). Het BZV in de bodem kan met name onder gestratificeerde omstandigheden, en een hoog BZV in het pelagiaal (9), leiden tot lage zuurstofconcentraties nabij en in het sediment (16). Dit heeft stress van de bodemgemeenschap tot gevolg, waarbij organismen die mobiel zijn uit het gebied wegtrekken, en in extreme situaties leidt dit tot sterfte van vooral sessiele bodemorganismen (17). Bovendien kunnen zulke gereduceerde omstandigheden leiden tot een vergrote teruglevering vanuit de bodem van nutriënten en toxische stoffen naar de waterfase.

Een optredende grotere biomassaproduktie van micro- en meiozoobentlsche organismen kan de consumenten daarvan ten goede komen. Dit zijn zowel die macrozoobentlsche soorten die detritus eten met daarin de kleine microzoobentische soorten, als ook carnivore en omnivore macrozoobenthos soorten

- 6.26 -

als polychaeten en grotere crustaceëen (19). Maar ook juvenlele stadia van demersale

en pelagische

vissoorten prederen op de organismen van het

'kleine voedselweb' (20). Grotere macrozoobenthosproduktie

(21) kan zo

leiden tot een grotere produktie van adulte demersale vissen (22). Anderzijds geeft een grote voedselbeschikbaarheid

voor juvenlele vissen een

hogere overlevingskans (23) en daarmee een mogelijk grotere recruitment. Of dit de pelagische danwei de demersale vissoorten ten goede zal komen is niet op voorhand duidelijk (24).

Overzicht van mogelijke ecologische gevolgen Samenvattend kunnen onder de aannamen dat consumenten in eerste instantie voedselbeperkt zijn, en een gestegen nutriëntenbelasting leidt tot stijging van primaire biomassaproduktie, de volgende effecten verwacht worden.

1. In een smalle kustzone; een mogelijke stijging van de algenbiomassa's waarbij de maximale algenconcentraties vooral door advectief en dispersief transport bepaald worden. 2. In de open zee; een verhoogde primaire produktie welke kan leiden tot verhoogde biomassaproduktie van primaire en hogere consumenten in het pelagiaal. 3. In het gebied waar de zooplanktongraas beperkt is; een verhoogde primaire produktie die leidt tot een grotere koolstofflux naar het sediment welke in eerste instantie de benthische gemeenschap ten goede zal komen en eventueel ook verschuivingen in de aantallen demersale versus pelagische vissen zal kunnen veroorzaken. Onder gestratificeerde omstandigheden kunnen zuurstofproblemen optreden. Het moge duidelijk zijn dat hetgeen hier als mogelijke gevolgen van de doorwerking van een verhoogde nutriëntenbelasting en een verhoogde primaire biomassaproduktie geponeerd wordt, hypothetisch is. Dit schema beoogt geen voorspellingen te doen, doch slechts aan te geven wat de gevolgen kunnen zijn.

Opvallend is dat de "eindconclusies" (4, 22, 24) een positieve beoordeling van de effecten van eutrofiëring van de Noordzee in zouden kunnen houden omdat dit een mogelijk grotere visproduktie aangeeft. Anderzijds kunnen plaatselijk verstrekkende negatieve effecten optreden ten gevolge

- 6.27 -

van zuurstofdeficiëntie, zoals migratie van vis naar andere gronden, stress van de benthische gemeenschap en zelfs sterfte van organismen (17).

In de afgelopen decennia is in de Noordzee een aantal veranderingen waargenomen die in elk geval niet in tegenspraak zijn met de conclusies van de hier gepresenteerde hypothese. • stijgende 'silk-colour-waarden' in de Continuous Plankton Records-waarnemingen [14, 23, 24], • hogere biomassa's van microflagellaten [14, 24], • dalende zooplankton biomassa's van 1948 tot 1974 (daarna is wellicht weer een herstel opgetreden), • hogere biomassa's van dinoflagellaten ('red tides' en dinoflaggellatentoxinen in de Noordzee) [14, 16, 27], • buiten de kustwateren; een dalend aantal diatomeeën sinds 1965 en het vrijwel afwezig zijn van de najaarsbloei sinds 1968 [23, 24], • zeer lage zuurstofconcentraties in gestratificeerde delen van de Noordzee en sterfte van benthische organismen (met name in de Duitse Bocht) [8], • verschuiving van de pelagische naar demersale vis [7], • verhoging van de totale visbiomassa [7], • een drastische toename van de garnalenbiomassa voor de Nederlandse kust in het begin van de jaren tachtig [4]. De vraag moet echter gesteld worden, in hoeverre andere factoren, als de belasting met toxische stoffen, natuurlijke klimaatsveranderingen en natuurlijke fluctuaties bepaalde effecten versterken of juist afzwakken, of in hoeverre de visserij niet een veel groter effect heeft op met name de hogere trofische niveau's. Deze vragen laten zich op basis van de huidige waarnemingen echter niet alle beantwoorden. Ten aanzien van vissoorten bestaat de consensus dat de visserij inderdaad van grote invloed is. Voor wat betreft de planktongemeenschap wordt algemeen aangenomen dat (macro)meteorologische veranderingen de primaire oorzaak zijn van de waargenomen verschuivingen in soortensamenstelling. Verder is met name voor de hogere trofische niveau's nog zeer weinig bekend over de factoren die werkelijk produktiebeperkend zijn.

- 6.28 -

6.4.3

Primaire en secundaire effecten van belasting mqt contamlnanten

Bij blootstelling aan toxische stoffen is het van belang te bepalen of de stoffen opgenomen worden uit het voedsel, uit het omringende milieu (water en sediment) of uit beide.

In hoofdstuk 7 (paragraaf

7.3.4) wordt in detail uitgewerkt hoe de

verhouding tussen blootstelling uit water c.q. uit voedsel te benaderen is. Dit verhoudingsgetal volgt door te berekenen hoeveel water minimaal langs het ademhalingsorgaan geleid moet worden om de voor de verbranding benodigde hoeveelheid zuurstof uit het water op te nemen. Hierbij is uitgegaan van verzadigd water (8 mg O9/I). Nu is in principe te berekenen bij welke accumulatiefactor van een verontreiniging (= concentratie in weefsel/concentratie in water) de blootstelling uit water gelijk is aan die uit het voedsel. Deze factor blijkt circa 2,7 x 10

te bedragen. Deze

factor is uitgezet in figuur 6.12 waarin op basis van de literatuurinventarisatie in hoofdstuk 7 de waargenomen accumulatiefactoren in de Noordzee zijn uitgezet voor de verschillende verontreinigingen en organismen.

Bij beschouwing van figuur 6.12 blijkt duidelijk verschil tussen de zware metalen en de organochloriden. Voor de zware metalen en koudbloedige consumenten blijkt veelal het water de belangrijkere bron van blootstelling. Mogelijke uitzonderingen op de Noordzee worden gevormd door benthische prooidieren en hun belasting met cadmium, koper en kwik. Ook de kwikbelasting van pelagische en demersale vis kan incidenteel een dominante bijdrage in de blootstelling geven. Voor de organochloriden daarentegen kan gesteld worden dat door de hoge accumulatiefactor

in veel van de prooidieren de blootstelling voor de

predator voor een groot deel bepaald wordt door opname van voedsel. Met name voor de stoffen DDT en ENDRIN en de PCB's kan dit voor consumenten van benthische prooidieren en vis 1000 maal hoger zijn ten opzichte van de blootstelling uit het water!

Met betrekking tot de warmbloedigen, vogels en zeezoogdieren, moet opgemerkt worden dat deze vrijwel alleen door het voedsel contamlnanten opnemen. Voorts is in het voorgaande de blootstelling uit het sediment

- 6.29 -

niet beschouwd. Voor een aantal benthische organismen, met name deposit feeders, kan deze gezien de accumulatie in sedimenten aanzienlijk zijn. Een indicatie dat dit ook leidt tot grote bioaccumulatie is gelegen in de accumulatiefactoren voor Gd, Cu en Pb, die steeds voor benthos het hoogst zijn.

De rol van het voedselweb Het is evident dat blootstelling uit water, sediment en voedsel, ten gevolge van speciatie en opneembaarheid van de contaminanten, niet in alle gevallen representatief is voor de opname van stoffen. Voor elke chemische component

spelen daarbij concentratie, tijdsduur

van blootstelling

en

effectiviteit van het opnamemechanisme een rol. In zijn algemeenheid kan momenteel geen uitspraak gedaan worden over verschillen in opname-efficiëntie uit water, sediment of voedsel. Als opname uit water en sediment domineert, zoals blijkens figuur 6.12a mogelijk voor zware metalen het geval is, is voor de primaire dosis-effect relatie bij koudbloedige organismen geen kennis noodzakelijk over grootte, richting en samenstelling van de voedselstroom; in dat geval speelt het voedselweb voor primaire effecten een ondergeschikte rol. In alle andere gevallen speelt het voedselweb wêl een grote rol: (1) Voor de dosis-effect relatie bij stoffen die grotendeels via het voedsel opgenomen worden, zoals mogelijk het geval is bij predatoren en hun belasting met organochloorverbindingen via benthische prooi en visprooi. Hierbij is dus onder meer de kwalitit van het voedsel van belang. (2) Voor al die hogere orde effecten waarbij ten gevolge van een dosis-effect relatie de grootte, richting en samenstelling van voedselstromen beïnvloed wordt. Dit laatste is dus het geval als verschuivingen in het ecosysteem optreden in soortensamenstelling en abundantie.

In hoofdstuk 7 wordt nader ingegaan op de effecten die tot dusver op de Noordzee worden waargenomen. Het betreft hier allemaal directe -eerste orde- effecten ten gevolge van blootstelling. Naast kennis van dosiseffect relaties uit voedsel, water en sediment is ook kennis van belang van de voedselrelaties en andersoortige interacties tussen organismen. Dit om zowel de eerste orde effecten op het individuniveau als de afgeleide effecten op hogere niveaus (populaties, gemeenschappen, etc.) te kunnen interpreteren.

6.30 a o IA

OPHOPING IN

DE NOORDZEE

z £ o z a o

UI

9 0C C3

z

1

*S

1 1 1

i i i

II n

i

*- <

1

'

19 B O

1

1 11

f1"

II

fl

i—

"> S

1

f

m

•

1

Z W

- 's §

|

T •

UJ

o "

UJ

~

m

2

1

Z

a -o o i— ÜJ I

ORGANISME

z UJ 1—

£

S 2 5 > > o UJ UJ g

* S

3 5I s 1 8

STOF

° SI 5 5 | ïaa

tft

5, se

i/l

*

S ï 3 « • 3

ï ï *> * y 3 2 51 s g » i 0-

z

ï

u> Ö I

e I s ï 3 | ï S S S ¥ i

§ 8

>l

llll! NIÖQN3

Nlt)013ia

- S 5s

T

M

: s

_

5V» Ü! 5

° 5 5 |

*g 3 ï 5

! i s s ? § 3 *SI g 3 1 5 5 $ 5f > u.

o M

u ui ui j m o o. 5

N33ZN38 -Ü001DVXVH

£

> U.

o z i

O M

W O

UI O

ë g i ï 3 3

(« o

S 3 ¥S

< w

o q "» «

UJ <J

oz

•hl

3 a

UI 0.

ï 4

< z

5 5

< ï

>

o

Ik

»•»

NVV0NI1

w w w

3

(O

*

O

&

90d

z 2

Jl s

tl

3

5 #

5

lil

wniwovD

H3dOM

i!l lil

HiÜI

ie *

w «u 3 o n *

MIM»

aooi

MNIZ

13MHIN

5 ê Ï

ï

W00MH3

Ophoping van een aantal zware metalen (a) en organochloorverbindingen (b) in organismen van de Noordzee (zie verder hoofdstuk 7 Toxicologie). Aangegeven is de range in aangetroffen ophopingsfactoren (concentratie in organisme/concentratie in de zee). De dik getrokken verticale lijn duidt op een ophopingsfactor van 2,7 * 10

(zie verder text)

UJ

- 6.31 -

6.5

DISCUSSIE EN CONGLUSIES

6.5.1

Beoordeling

Twee aspecten worden in de onderstaande discussie met betrekking tot de waterkwaliteit van de Noordzee betrokken: 1) in hoeverre is het ecosysteem van de Noordzee in structuur, samenstelling en produktieniveau veranderd ten gevolge van antropogene belasting met nutriënten en contaminanten? 2) in hoeverre is kennis van genoemde aspecten van het ecosysteem noodzakelijk om een interpretatie van optredende veranderingen, danwei toekomstige veranderingen in biota te kunnen geven in termen van menselijke beïnvloeding.

Ten aanzien van de eerste vraag kan gesteld worden dat geen grote, in de structuur van het ecosysteem ingrijpende, veranderingen lijken te zijn opgetreden die grotendeels aan antropogene beïnvloeding van de waterkwaliteit

toegeschreven

moeten

worden. Voor

de kustwateren

is

een

primair

eutrofiëringseffect van stijgende algenbiomassa's, primaire produktie en verschuivingen in soortensamenstelling niet uitgesloten. Een eerste indicatie van het mogelijk optreden van afgeleide effecten is de waargenomen zuurstofdeficiënties in een groter wordend gebied van de Duitse Bocht. Vooralsnog

zijn er geen aanwijzingen

dat toxische stoffen, door het op

grote schaal optreden van lethale effecten, een vergaande invloed op de structuur van het gehele ecosysteem hebben. De gemeten concentraties van een aantal stoffen in met name de kustwateren en de Waddenzee zijn echter wèl zo hoog dat sublethale effecten voor een aantal organismen niet uitgesloten mogen worden en in enkele gevallen reeds optreden (zie hoofdstuk 7). Zoals in 6.4,3 strumentarium mate

van

gezegd, ontbreekt het grotendeels aan het methodisch inom

ecosysteemveranderingen

antropogene

tekortkoming

maakt het

beïnvloeding vooralsnog

daarin

te kunnen kwantificeren aan

onmogelijk

te kunnen wijzen. om

en

de

Deze

eventueel geringe ver-

schuivingen in het ecosysteem, en daarmee ook afgeleide effecten van toxische stoffen en eutrofiëring, te kunnen signaleren. Hiermee is ten dele ook vraag 2 beantwoord; kennis van structuur, samenstelling en produktie

- 6.32 -

binnen het ecosysteem, en de processen die daarbij een rol spelen, is inderdaad noodzakelijk voor de interpretatie of het voorspellen van veranderingen in het ecosysteem. Effecten beperken zich zelden tot eerste orde dosis-effect relaties en elk effect van hogere orde komt tot stand door processen die verband houden met de pijlen tussen de organismen in het schema in figuur 6.1. Beperkingen in kennis maken dat een beoordeling van de huidige waargenomen veranderingen, en het antropogene aandeel daarin, via de waterfase voor een belangrijk deel speculatief is. Dit bemoeilijkt een prognose voor de ontwikkeling van het ecosysteem in de toekomst.

2

Kennisleemten en gewenst onderzoek

Ten aanzien van eutrofiëring Behalve de in hoofdstuk 5 gesignaleerde leemten en behoeften is behoefte aan een kwantificering van de produktie- en verliestermen én de biomassa's van in eerste instantie de hoofdgroepen van organismen (zie figuur 6.1). Hierbij speelt niet slechts de koolstofkringloop een rol, maar is ook de kringloop van andere nutriënten van belang. Gebrek aan standaardisering van bepalingsmethoden bemoeilijkt momenteel de vergelijking van resultaten van verschillende onderzoekers en verschillende organismegroepen.

Er is duidelijk een gebrek aan kwantitatief inzicht in de grootte en richting van de hoofdstromen in het voedselweb. Onderzoek naar het lot van primaire produktie in kustwateren en open zee is noodzakelijk om de beschikbaarheid van voedsel voor pelagiale en benthlsche organismen te kunnen kwantificeren.

Ter signalering van een mogelijk vergrote stofstroom naar het sediment ten gevolge van eutrofiëring zal een systematische inventarisatie en opbouw van tijdseries van biomassa en produktie van de benthlsche gemeenschap plaats moeten vinden over grote delen van vooral de zuidelijke Noordzee.

Fysische processen die de verdeling van dood en levend primair organisch materiaal over de waterfase en het sediment mede bepalen spelen een belangrijke rol in het tot stand komen van de beschikbaarheid voor pri-

- 6.33 -

maire consumenten. Studie naar sedimentatie en erosie en transport van organische stof moet daarom hoge prioriteit hebben. Een uitbreiding is gewenste van metingen van TOC, DOC en POC over de gehele waterfase evenals die van de contaminatie van het organisch materiaal met zware metalen en organochloorverbindingen in het water en het sediment. Eveneens gewenst is het kritisch volgen van de zuurstofhuishouding in met name de gestratificeerde delen van de Noordzee.

Ten aanzien van toxische stoffen Behalve de in hoofdstuk 7 geformuleerde behoefte aan toxicologische dosiseffect studies en de studie naar fundamentele processen die bij opname en ophoping een rol spelen, is met betrekking tot effecten die tot stand komen via de voedselketen behoefte aan gegevens over de voedselbehoeften en voedselsamenstelling van organismen en populaties.

Ten aanzien van optredende effecten Gezien het belang van de grootte, richting en samenstelling van voedselstromen binnen het ecosysteem voor het optreden van effecten, is er behoefte aan methodieken voor het signaleren van veranderingen in het ecosysteem. Het betreft hier met name kwantitatieve methoden om biomassagrootte en soortensamenstelling van verschillende gemeenschappen te meten en in de tijd te kunnen vervolgen. In de analyse van zulke tijdreeksen zal bijzondere aandacht besteed moeten worden aan de grootte van de bijdrage van antropogene beïnvloeding ten opzichte van natuurlijke variabiliteit en (cyclische) trends. Inventarisatie van gemeenschappen van organismen moet dan ook gekoppeld zijn aan het meten van zoveel mogelijk van de beïnvloedende abiotische parameters.

Bovenstaande

veranderingen

treden veelal op over

langere perioden,

veelal van jaren. Daarnaast is er behoefte aan monitoring methoden die signalering van een 'plotselinge' verandering in het ecosysteem mogelijk maken (bijvoorbeeld ten gevolge van calamiteiten). Dit zal met name het geval zijn bij toxische stoffen. Mogelijk moet hierbij gezocht worden naar monitoring organismen in twee categorieën. In de eerste plaats die welke verschillende contaminanten sterk accumuleren maar tegen hoge bioconcen-

- 6.34 -

geval zijn bij toxische stoffen. Mogelijk moet hierbij gezocht worden naar monitoring organismen in twee categorieën. In dè eerste plaats die welke verschillende contaminanten sterk accumuleren maar tegen hoge bioconcentraties bestand zijn. Zulke organismen fungeren daarbij als snelle indicator voor de belasting vanuit het abiotische milieu. In feite wordt in huidige monitoring programma's in de Nederlandse kustwateren mosselen als zodanig gebruikt. Daarnaast kan ook gedacht Worden aan organismen die juist extra gevoelig zijn voor een of meerdere vormen van vervuiling. Sterfte of andere effecten, waargenomen bij deze indicatoren in een gemeenschap, maakt zo een snelle constatering mogelijk van een beginnend proces van verandering in soortensamenstelling en stofstromen in het betreffende gebied. Het verdient aanbeveling om onderzoek naar het vinden van dergelijke indicatororganismen te starten.

Naast het signaleren van effecten is ook het voorspellen van effecten van belang. Hiervoor is het gewenst dat de ontwikkeling van modellen, die de primaire produktle in de Noordzee beschrijven (ook in gestratificeerde delen) verder gaat. Uitbreiding van de modellen met secundaire producenten en wellicht ook andere organismen is uiteindelijk gewenst. Een dergelijk globaal

ecosysteemmodel

voor de Noordzee moet

de mogelijkheid

bieden

effecten van veranderende nutriëntenbelasting op produktle en biomassa van organismen (groepen) te voorspellen. Daarnaast zal de ontwikkeling in gang gezet moeten worden van het modelleren van de opname en accumulatie van toxische stoffen zowel uit voedsel als uit water en sediment. Modelmatige voorspelling van de ecosysteemeffecten van toxische stoffen op populatiegrootte en gemeenschapsstructuur lijkt nog ver verwijderd.

- 7.1 -

TOXICOLOGISCHE BESCHOUWING VAN HET ECOSYSTEEM VAN DE NOORDZEE

INLEIDING

Voor het waterkwaliteitsplan Noordzee zijn criteria voor de beoordeling van de wateren bodemkwaliteit onmisbaar; zeker als het toxische stoffen betreft. Op dit moment bestaan er nog geen algemeen geaccepteerde normen of streefwaarden die als richtlijn gebruikt kunnen worden voor een duurzaam behoud van de ecologische waarden en voor het behoud van de Noordzee als voedselbron voor de mens. De belangrijkste reden hiervoor is, naast het gebrek aan maatschappelijke overeenstemming (nationaal en internationaal), het gebrek aan kennis omtrent de gevolgen van de lozingen van toxische stoffen op het ecosysteem van de Noordzee met name op de langere termijn, en op de consumptieve waarde van het Noordzeevoedsel voor de mens. Dit gebrek aan kennis betekent ook dat in deze analyse, die gebaseerd is op literatuurgegevens, geen voorstellen voor normen of streefwaarden worden gedaan. Wel kan uit de beschikbare gegevens een aantal critische niveaus worden afgeleid die als basis kunnen dienen voor een eerste beoordeling van de waterkwaliteit van de Noordzee. Rekening houdend met de aard van de risico's van bepaalde verontreinigingen, zowel nu als op langere termijn, kan een dergelijke beoordeling bijdragen tot het stellen van prioriteiten bij het saneringsbeleid rond bepaalde verontreinigingen.

Als doelen van deze toxicologische beschouwing van de Noordzee kunnen geformuleerd worden: i)

het aangeven van de effecten en risico's van de lozing van toxische stoffen op het functioneren van het ecosysteem van de Noordzee;

ii) het aangeven van de effecten en risico's voor de mens; iii) het aangeven van de lacunes in kennis. Deze aspecten vormen een basis voor de beoordeling van de huidige wateren bodemkwaliteit, het formuleren van te stellen eisen en het daaruit voortvloeiende waterkwaliteitsbeleid en -beheer.

- 7.2 -

Bij de realisatie van deze doelstellingen is een aantal begrenzingen voor deze studie gehanteerd zowel om redenen van tijd, relevantie voor beheer en beleid, als beschikbaarheid van gegevens. Deze noodzakelijke beperkingen betreffen de omvang van het beschouwde deel van de Noordzee, het aantal toxische stoffen en het aantal soorten organismen. Het accent ligt op de waterfase. Door gebrek aan gegevens is vrijwel geen aandacht gegeven aan de effecten van bodemverontreinigingen en het gecombineerde effect van meerdere toxische stoffen. Al deze begrenzingen worden toegelicht in paragraaf 7.2. De conclusies van de toxicologische beschouwing moeten duidelijk geplaatst worden tegen het licht van deze beperkingen. In paragraaf 7.8 wordt hierop teruggekomen.

Gezien de complexiteit van de toxicologische beschouwing is uitvoerig aandacht geschonken aan een aantal toxicologische begrippen, de wijze waarop toxische stoffen worden opgenomen en enkele fundamentele problemen (paragraaf 7.3). In paragraaf 7.4 komen de reeds gesignaleerde schadelijke effecten in de Noordzee, en met name in het Nederlandse deel van het continentale plat, aan de orde. Slechts in een aantal gevallen kan met enige onderbouwing worden aangegeven welke stof of stoffen verantwoordelijk kunnen zijn voor deze effecten. Bovendien bieden de waargenomen biotische effecten onvoldoende basis voor een risicobeoordeling op lange termijn. Concentratieeffect

experimenten, meestal uitgevoerd

in laboratoria, zijn daarvoor

onmisbaar. In figuur 7.1 is aangegeven hoe deze studie-onderdelen samenhangen met gegevens over de mate van verontreiniging van de Noordzee en de mogelijke gevolgen daarvan. In de figuur is geïllustreerd dat de concentratie-effect studies een belangrijke bijdrage kunnen leveren voor de interpretatie van waargenomen concentraties in water en bodem in relatie met de opname van deze verontreinigingen door organismen en te verwachten effecten. Kennis

is noodzakelijk omtrent de wijze waarop verontreinigingen door

organismen worden opgenomen waarbij onderscheidigemaakt dient te worden in een directe opname vanuit het water en/of sediment en een meer indirecte opname via de voedselketen. In dit verband is een beschouwing van de ecosysteemstructuur en biotische stofstromen een belangrijke schakel voor de bestudering van de wijze waarop organismen aa,n verontreinigingen worden blootgesteld.

/

7.3 -

verontreinigingsconcentraties in water en sediment

stofkringlopen en samenhang biotische faktoren (voedselketen)

concentratie-effect studies voor, div. organismen en stoffen

effecten op biotische factoren

concentraties in organismen

gevolgen voor functievervulling Noordzee

Figuur 7.1

Onderzoeksaspecten behorend tot een toxicologische beschouwing van het Noordzee ecosysteem

In paragraaf Noordzee

7.5

worden

de gemeten

concentraties

in het water

en van de organismen weergegeven. Op grond van deze

van de getallen

wordt de ophoping van diverse stoffen besproken, alsmede de doorwerking van toxische stoffen in de voedselketen. In paragraaf 7.6 wordt op grond van de gevonden meetwaarden en laboratoriumstudies aangegeven welke stoffen op dit moment het meest bedreigend

- 7.4 -

zijn. De verontreinigingen van de Noordzee worden ook opgenomen door vissen en schelpdieren die voor menselijke consumptie gebruikt worden. In paragraaf 7.7 wordt de aantasting van de consumptieve waarde aangegeven. Algemene conclusies ten aanzien van de op pagina 7.1 genoemde aspecten van beoordeling, alsmede de gesignaleerde leemten in kennis worden gegeven in paragraaf 7.8.

7.2

AFBAKENING VAN HET ONDERZOEK

Gebiedsindeling Deze studie kan zich niet beperken tot het Nederlandse deel van het continentale plat, aangezien het verspreidingsgebied van vele organismen groter is en migratie voor vele soorten een noodzakelijke voorwaarde tot overleven is. Voor deze toxicologische beschouwing is een ruimtelijk onderscheid gemaakt in: • Centraal Noordzee • Duitse bocht • Waddenzee • Zuidelijke bocht • (Belgisch + Nederlands) Kustgebied. Opgemerkt dient te worden dat de literatuur in het algemeen vaag is ten aanzien van een exacte afbakening van de genoemde gebieden, hetgeen een vergelijk van gegevens bemoeilijkt. Vanwege de invloed van de Rijn via het kustwater is de Waddenzee expliciet bij deze studie betrokken.

Inperking van beschouwde stoffen Gezien het grote aantal toxische stoffen dat direct of indirect op de Noordzee geloosd wordt, is het noodzakelijk het aantal te onderzoeken stoffen in te perken. De criteria die hiervoor zijn gebruik, zijn vergelijkbaar met die voor het aangeven van de 'zwarte en grijze lijst stoffen' [15] te weten: • de stof moet in kleine concentraties al schadelijk zijn voor het aquatisch milieu, • door menselijk toedoen komt de stof in het milieu terecht of wordt de natuurlijke concentratie verhoogd,

- 7.5 -

• de stof wordt wel getransporteerd, maar niet of in geringe mate afgebroken, • door ophoping kunnen hoge concentraties in organismen worden bereikt. Bij deze criteria wordt de mens niet expliciet genoemd, maar beschouwd als deel van het ecosysteem. De stoffen die direct een gevaar voor de mens vormen, worden in paragraaf 7.7 besproken. Een voorwaarde voor het bespreken van een contaminant is bovendien de aanwezigheid van voldoende gegevens uit de literatuur over de betreffende stof. Hierbij moet onderkend worden dat veel onderzoek zich richt op slechts een beperkt aantal stoffen. Van de onderzochte stoffen kan zo het potentieel gevaar onderkend worden. Dergelijke stoffen krijgen in toxicologische beschouwingen als deze de meeste aandacht, wat weer een stimulans voor verder onderzoek kan zijn. Toepassing van de gestelde criteria betekent dat alle toxische stoffen worden behandeld, waaraan, voor zover bekend, mogelijk enig risico voor de Noordzee is verbonden. Dit sluit echter niet uit dat nog onbekende stoffen of stoffen met nog onbekende risico's, effecten hebben of kunnen hebben op het ecosysteem van de Noordzee. Een dergelijk gebrek aan kennis betekent op zichzelf ook een risico.

Toxische stoffen die voldoen aan bovengenoemde criteria betreffen vooral zware metalen en gechloreerde koolwaterstoffen. Hier zijn drie redenen voor: • De metalen worden in het geheel niet en de gechloreerde koolwaterstoffen nauwelijks afgebroken door micro-organismen. • Zowel gechloreerde koolwaterstoffen als metalen kunnen zich ophopen in organismen. Gechloreerde koolwaterstoffen zijn weinig in water oplosbaar, maar met name goed oplosbaar in vet. Deze gechloreerde koolwaterstoffen kunnen in perioden van voedselgebrek, als de vetreserves aangesproken worden, gemobiliseerd worden en zo een bedreiging vormen voor het organisme. Metalen binden aan eiwitten en blijven op die manier in het organisme achter. • Zowel de zware metalen als de gechloreerde koolwaterstoffen zijn in geringe concentraties giftig. Radio-actieve stoffen zijn vooralsnog buiten beschouwing gelaten. Hoewel het niet is toegestaan om deze stoffen te lozen, zij opgemerkt dat de

- 7.6 -

Europose Commissie een scenario ontworpen wil zien met betrekking tot calamiteiten met radio-actieve stoffen op zee. In dit hoofdstuk zijn naast de in "De waterkwaliteit van de Noordzee in de periode 1975-1982" [32] genoemde stoffen cadmium, chroom, koper, kwik, lood en zink tevens antimoon, arseen, cobalt, mangaan, nikkel, seleen, ijzer en zilver beschouwd. De stof titaandioxide wordt niet behandeld in deze studie, aangezien het weinig giftig is en slechts in kleine hoeveelheden wordt geloosd (het is tenslotte het produkt). Het (zure) afval dat vrijkomt bij de produktie wordt wel in grote hoeveelheden geloosd. Dit afval bestaat voornamelijk uit zuur ijzersulfaat en diverse zware metalen. De mogelijke gevolgen van deze lozingen staan in paragraaf 7.4 beschreven.

Bij sommige gechloreerde organische microverontreinigingen treedt een probleem op ten aanzien van de naamgeving. De gebruikte naam heeft dan niet betrekking op slechts éên, goed gedefinieerde verbinding, maar verwijst naar meerdere verbindingen. Deze verbindingen, die verschillende homologen, isomeren of stereo-isomeren kunnen zijn, vormen dan samen een mengsel, terwijl de onderlinge verhoudingen van de samenstellende delen onbekend zijn. Zoals bijvoorbeeld PCB's, wat de verzamelnaam is voor 209 verschillende isomeren van 10 homologen. Hexachloorcycloheaxaan kan als verschillende stereo-isomeren voorkomen, zoals de alfa-, bèta- en gamma(= lindaan) HCH.

De complicatie die optreedt ten gevolge van onduidelijkheden in de naamgeving, is dat er verschil bestaat in toxiciteit tussen de verschillende chemische vormen. Hierdoor kunnen de verschillende gerapporteerde waarden omtrent toxiteit onderling slecht vergeleken worden. Zo worden voor PCB's vier aanduidingen gebruikt om aan te geven wat iroor 'PCB' gebruikt is bij de proeven: • PCB, zonder meer, • naam van een technisch mengsel, zoals Aroclor 12ab (ab = % Cl), Clophen, • de som van zes omschreven isomeren, • de som van alle isomeren. Het is duidelijk dat deze problematiek terug te voeren is op moeilijkheden bij de chemische bepaling.

- 7.7 -

METALEN

ORGANISCHE MICROVERONTREINIGINGEN

Antimoon

Sb

Aldrin

Arseen

As

Chloorfenolen

Cadmium

Cd

Chloroform

Chroom

Cr

Dichloor-diphenyl-dichloor-ethaan

DDD

Cobalt

Co

Dichloor-diphenyl-dichloor-etheen

DDE

Koper

Cu

Dichloor-diphenyl-trichloor-ethaan

DDT

Kwik

Hg

Dieldrin

Lood

Pb

Endrin

Mangaan

Mn

2,4 Dinitrofenol

Nikkel

Ni

Ethyleendichloride

Seleen

Se

Heptachloor

IJzer

Fe

Hexachloorbenzeen

Zilver

Ag

Hexachloorbutadieen

HCB

Zink

Zn

Hexacloorcyclohexaan

HCH

2,4 D

Methoxychloor Parathion Polychloorbifenylen

PCB's

Pentachloorbenzeen Pentachloorfenol Perchlooretheen Propyleendichloride Tetrachloorfenol Tetrachloorkoolstof Trichloorethaan Trichloorethyleen Trichloorfenol Trichloorfluormethaan Trifluralin Heptachloor:

1,4,5,6,7,8,8~heptachloor-3a,4,7,7a-tetrahydro-4,7-methano-

indeen. Tabel 7.1

Overzicht beschouwde stoffen

- 7.8 -

In dit hoofdstuk wordt zo veel mogelijk het effect van elke toxische stof afzonderlijk behandeld, hoewel bekend is, dat 1. sommige toxische stoffen fysiologisch en biochemisch hetzelfde gedrag vertonen en dus als 'cluster' beschreven kunnen worden, en 2. sommige stoffen eikaars werking versterken of verzwakken (synergistische of antagonistische werking). Bespreking van de toxicologie van het ecosysteem van de Noordzee volgens 1) en 2) verdient de voorkeur, maar is wegens gebrek aan gegevens nu nog niet mogelijk. Op dit punt bestaat dus een duidelijke kennisleemte.

Inperking van organismegroepen In deze studie worden voornamelijk organismen vermeld die in de Noordzee voorkomen. Bij het vermelden van 'concentratie-effect relaties' is grotendeels gebruik gemaakt van experimenten die uitgevoerd werden met organismen die in de Noordzee voorkomen. Aangezien dergelijke studies over de gehele wereld worden uitgevoerd, zijn ook resultaten bekend van mariene organismen waarvan niet of niet met zekerheid bekend is of ze ook in de Noordzee voorkomen.

In de Noordzee komen vele soorten organismen voor. Om deze studie overzichtelijk en toegankelijk te houden, zijn alle organismen ondergebracht in de volgende zes (organisme)groepen: 1. fytoplankton 2. zooplankton 3. benthische organismen 4. demersale vissen 5. pelagische vissen 6. warmbloedigen (zeezoogdieren en vogels). De organismen zijn zo gegroepeerd dat ze zo veel mogelijk overeenstemmen wat betreft functie in de voedselkringloop. Vissen zijn onderscheiden in demersaal (bij de bodem levend) en pelagisch (levend in de bovenliggende waterfase), aangezien de verontreinigingsconcentraties

in en nabij de

bodem voor vissen mogelijk groter zijn dan in de waterfase. De selectie van de bestudeerde organismen is evenals die van toxische stoffen aan beperkingen onderhevig. Relatief veel onderzoek wordt gedaan aan een klein aantal soorten. Deze soorten zijn echter niet op voorhand

- 7.9 -

representatief voor de groepen zoals die hier zijn onderscheiden. Bacteriën zijn niet apart opgenomen in deze studie. In de opgenomen grafieken worden geen specifieke organismen genoemd, maar uitsluitend de groep waartoe zij behoren. Beperking tot de waterfase Voor deze studie ligt het zwaartepunt op de concentratie van toxische stoffen in de waterfase. Hoewel duidelijk is dat de bodem als 'sink' optreedt voor veel toxische stoffen en ook weer stoffen teruglevert aan de waterfase, ligt toch het accent op de waterfase, aangezien tot nu toe vrijwel alle proeven naar 'concentratie-effect relaties' uitgevoerd zijn door het water te belasten met toxische stoffen, terwijl een (zachte) bodem afwezig is.

7.3

TOXICOLOGISCHE ACHTERGRONDEN

7.3.1

Algemeen Het centrale dogma uit de toxicologie luidt: "Slechts de dosis bepaalt het gif", oftewel, elke stof is giftig, mits er maar voldoende in het organisme terecht komt. In het normale spraakgebruik en in deze studie worden alleen die stoffen als gifstoffen beschouwd die in geringe hoeveelheden al negatieve effecten veroorzaken. De vier factoren die bepalen wat het risico voor organismen (planten, dieren, mensen) is, bij contact met een giftige stof, zijn: 1. de kans op blootstelling 2. de tijdsduur van de blootstelling 3. de concentratie 4. de giftigheid.

7.3.2

Opname van giftige stoffen door organismen Giftige stoffen oefenen pas hun giftige werking uit als ze de plaats van werking bereikt hebben. Aangezien deze plaatsen meestal binnen het organisme, en binnen de cel gelegen zijn, neemt de wijze van opname een

- 7.10 -

centrale plaats In. Opname van deze stoffen vindt bij de grotere organismen plaats via drie routes: • via de huid • via het maag-darm kanaal • via de kieuwen. Bij kleinere organismen kunnen een of meer van d;eze gespecialiseerde organen ontbreken. Eencelligen nemen alleen stoffen op via de celwand, of beter, via het celmembraan. Dit idee is schematisch weergegeven in figuur 7.2a en b. De processen die nodig zijn om een st:of binnen een organisme te brengen en de terminologie die hiervoor gebruikt wordt, worden hierna besproken.

Totale blootstelling Een organisme dat in het water of in de bodem leeft, wordt blootgesteld aan de totale concentratie van een giftige stof die aanwezig is. Giftige stoffen kunnen echter in verschillende chemische: vormen voorkomen. Metalen kunnen bijvoorbeeld aanwezig zijn in ion-vorm, als chloride, als hydroxide, als organo-metaal verbinding en geadsorbeerd aan zwevend stof- en sedimentdeeltjes. De verdeling van metalen over de verschillende vormen heet speciatie. Deze verschillende chemische verschijningsvormen zijn van invloed op de biologische beschikbaarheid.

Opname van deeltjes (slib, voedsel) Organismen met een mond en een maag-darm kanaal j(of met een orgaan dat een overeenkomstige functie heeft) kunnen grotere deeltjes, zoals slib of kleinere organismen inslikken, de inname, waarna opname door het epitheel van het maag-darm kanaal (of vergelijkbaar orgaaiji) kan plaatsvinden.

Opname via de waterfase Toxische stoffen die opgelost zijn, of geadsorbeerd aan zeer kleine deeltjes kunnen direct door de celmembranen van het levend epitheelweefsel van bijvoorbeeld de kieuwen worden opgenomen.

- 7.11

ORGANISME

-

ORGANISME - SCHEMATISCH

folipide

Figuur 7.2

Schematische weergave van een aquatisch organisme, met detaillering van de gedeelten waar transport plaatsvindt. A) Vis, of een ander aquatisch organisme met een schematisch overzicht van de wijze van blootstelling; a = totale blootstelling, b = inname van deeltjes (voedsel, slib) via de mond, c = inname uit de waterfase van opgeloste stoffen via de kieuwen, d = opname van de stoffen: recovery, e = directe uitscheiding zonder opname B) Schematische representatie van de overgangen buiten/binnen C) Cellen die de afscheiding tussen buiten-milieu (zeewater, maag-darm kanaal) en binnen-milieu (bijv. bloedvat) vormen D) Schematische weergave van de celmembraan, die de overgang vormt tussen het milieu buiten de cel (extra-cellulair) en binnen de cel (intra-cellulair)

- 7.12 -

Recovery Van de totale hoeveelheid giftige stof die in hét maag-darm kanaal of bij de kieuwen aanwezig is, wordt slechts een ge4eelte opgenomen door het organisme. Dit is de recovery. In plaats van recovery, wordt in de toxicologische literatuur ook het woord 'retentie' gebruikt. Het opgenomen gedeelte is de hoeveelheid waarmee het organisme belast wordt. De hoeveelheid recovery (of retentie) is de hoeveelheid die opgenomen wordt door (de cellen van het) organisme, uitgedrukt in procenten ten opzichte van de totale hoeveelheid die maximaal opgenomen zou kunnen worden (= de hoeveelheid die ingenomen is). Toxische stoffen die irreversibel gebonden zijn aan particulair materiaal, kunnen in het geheel niet worden opgenomen; zij zijn niet biologisch beschikbaar.

Directe uitscheiding Het niet-opgenomen deel stroomt langs de kieuwen of verlaat het lichaam via het maag-darm kanaal.

Aangezien de toxische werking van vele stoffen uiteindelijk terug te voeren is op een effect van een toxicans op processen in de cellen van een organisme, is het van belang de bouw en eigenschappen van (met name dierlijke) cellen, en de opname mechanismen door de cel, wat nader te bezien. Schematische beschouwd bestaat de cel uit een omhulsel, het celmembraan, en de celinhoud

(cytoplasma) met allerlei celorganellen, waaronder de

kern, opgeloste stoffen en een hoog percentage water (zie figuur 7.2c). Het celmembraan is opgebouwd uit een dubbellaag van vetmoleculen, waarin zich structurele of functionele eiwitten bevinden. Het celmembraan is niet voor elke cel gelijk, maar kan verschillen wat betreft vetsamenstelling (typen vetmoleculen en onderlinge verhouding) en wat betreft eiwit of enzymen, waarvan vele verschillenden in het celmembraan kunnen voorkomen (zie figuur 7.2d).

Transportprocessen door het membraan Een toxische stof moet in het algemeen een of meer barrières passeren, voordat de plaats van werking bereikt is. Barrières kunnen gevormd worden door een schelp die gesloten is, dode huidcellen, de celwand (bij planten), slijmlagen of andere vormen van bescherming op de huid of op de cel.

- 7.13 -

De essentiële barrière tussen de 'buitenwereld' en het binnenste van de cel wordt gevormd door het celmembraan. Vele organellen die zich in de cel bevinden (zoals bijv. mitochondrien en lysosomem) zijn op hun beurt ook weer omgeven door een membraan. Er behoeven geen extra barrières gepasseerd te worden als de plaats van werking receptorweefsel is, gelegen aan de buitenkant van een organisme.

Er zijn vier mechanismen waarmee een stof door een membraan getransporteerd kan worden (zie figuur 7.3). i.

Via passieve diffusie, geen energie nodig. Een ongeladen, relatief kleine, vetoplosbare stof lost in het membraan op, en diffundeert ten gevolge van een concentratiegradient de cel in.

ii.

Via passief gemedieerd transport, geen energie nodig. Een molecule bindt aan een specifiek transporteiwit, dat zich in het celmembraan gevindt, en wordt door dit eiwit, met een concentratiegradient als drijvende kracht, door de celwand getransporteerd. Voor dit proces is geen apart toegevoerde energie nodig,

iii. Via actief gemedieerd transport, wel energie nodig. Dit proces vindt eveneens plaats via een specifiek transporteiwit. Het transport kan plaatsvinden tegen een gradiënt in aangezien de cel zelf energie toevoert aan het transporteiwit in het celmembraan, iv. Via endocytose. De op te nemen stof wordt omgeven door een enkele laag vetmoleculen, met de hydrofiele staarten naar buiten gericht. Dit 'vetbolletje' versmelt met het membraan zodat de stof binnen in de cel terecht komt. Alleen op deze vier manieren komen toxische stoffen in weefselcellen binnen, wanneer ze in direct contact staan met de kieuwen, met het maag-darm kanaal of met de huid.

Lichaamsvreemde vetoplosbare stoffen, zoals PCB's, DDT en methylkwik, passeren via passieve diffusie het celmembraan. IJzer,, dat essentieel is voor een organisme, wordt via een specifiek transporteiwit (carrier) getransporteerd (actief gemedieerd transport). Voor lichaamsvreemde metalen zijn in de loop van de evolutie uiteraard geen specifieke transporteiwitten ontwikkeld. Zij worden vermoedelijk getransporteerd via transporteiwitten die voor het transport van andere, essentiële, metalen aanwezig

- 7.14

-

CELMEMBRAAN BUITEN

1

PASSIEVE DIFFUSIE

Me

PHOSPHOUPIOE -

BINNEN

A POLAIR

INTERCELLULAIR

•*-

M°

\

M

2

PASSIEF GEMEDIEERD M -

3

AKTIEF GEMEDIEERD M*

•wr

M'E

M*-

U ENDOCYTOSE

*~.r

Figuur 7.3

M

Celmembraan. Een

vereenvoudigde

buiten-milieu

karakterisering

en organisme

van

de barrière

tussen

(intra cellulair), die de vier

mechanismen laat zien waarop een stof (voedsel of verontreiniging) een celmembraan kan passeren. M: ongeleden stof, M+: het ion, E: transporteiwit, Energie: energietoevoer vanuit de cel, bijv. ATP [34]

- 7.15 -

zijn. De verklaring hiervoor is dat het transporteiwit geen onderscheid kan maken tussen 'zijn eigen' metaal en een ander (toxisch) metaal, dat er qua ladingsverdeling, vorm en grootte op lijkt (isomorfologische substitutie).

Ophoping van giftige stoffen in organismen

Het is niet verwonderlijk dat verontreinigende stoffen opgehoopt worden in organismen. Deze ophoping vindt ook plaats voor stoffen die een cel nodig heeft, zoals vetten, sommige metalen, ionen, eiwitten etc. De twee verschillen tussen ophoping van deze essentiële stoffen en van verontreinigingen zijn, dat bij de essentiële stoffen de concentraties binnen nauwe fysiologische grenzen liggen en dat de concentraties in de cel onafhankelijk zijn van de concentratie in het zeewater.

De concentratie van een toxicans die opgebouwd wordt in de cellen en in het organisme wordt bepaald door het verschil tussen de hoeveelheid die opgenomen wordt en de hoeveelheid die weer uitgescheiden wordt. De afbraak van Je gekozen toxische stoffen kan in deze studie verwaarloosd worden. In paragraaf 7.2 is gesteld dat alleen slecht of niet afbreekbare stoffen beschouwd worden, naar analogie van de 'zwarte en grijze lijst stoffen'. De mechanismen voor uitscheiding uit de cel door het membraan zijn in principe gelijk aan de beschreven vier opname-mechanismen. Uitscheiding uit het organisme, kan onafhankelijk van de wijze van opname, geschieden via: • huid • maag-darm kanaal • kieuwen • uitstoten van voortplantingscellen of verder ontwikkeld broed • verlies dode cellen. De concentraties van een giftige stof in organismen kan verlaagd worden als er groei plaatsvindt, terwijl er minder of geen giftige stoffen worden opgenomen.

Bij het bespreken van de hoogte van de concentratie in een organisme worden verschillende termen gebruikt, zoals: bioaccumulatie, biomagnificatie

- 7.16 -

en stapeling. Deze termen geven zowel aan op welke wijze de opname van de verontreinigende stof plaatsvindt, als de wijze waarop deze stof aan de weefsels van het organisme gebonden is. De toxische stof kan reversibel of irreversibel gebonden zijn. Bij reversibele binding kan stof weer uitgescheiden worden, bij irreversibele binding niet. Een overzicht is gegeven in onderstaand staatje.

bindingswijze van de verontrei-

opname via

opname via

nigende stof aan organismen

waterfase

voedsel

reversibel

bioaccumulatie

biomagnificatie

irreversibel

stapeling

stapeling

Reversibele binding Bij reversibele binding stelt zich bij constante blootstelling een constante (evenwichts) concentratie in, in het weefsel van het organisme. Na een zekere tijd, meestal enkele weken, is de evenwichtsinstelling bereikt. Er is een dynamisch evenwicht tussen opname (uit water of voedsel) en uitscheiding (op welke wijze dan ook).

• Vindt de opname uitsluitend plaats via opgeloste vorm uit de waterfase, dan is er sprake van bioaccumulatie. De hoogte van de concentratie kan beschreven worden door de bioaccumulatiefactor• Deze factor is het quotiënt van de concentratie in het organisme en de concentratie in de waterfase. In het gewone spraakgebruik is er pas sprakejvan bioaccumulatie als de bioaccumulatiefactor een zekere, hoge, grens overschrijdt. Deze grens wordt gevoelsmatig ingevuld, er bestaat geen objectief criterium voor. • Vindt de opname plaats door het inslikken van voedsel, dan is er sprake van biomagnificatie. Analoog aan de bioaccumulatiefactor wordt de biomagnificatiefactor bepaald door het quotiënt van de concentratie in het organisme en de concentratie in voedsel.

- 7.17 -

Het zal duidelijk zijn, dat deze twee ophopingsprocessen zich bij aquatische organismen alleen onder laboratoriumomstandigheden (en dan nog met moeite) laten onderscheiden. In de natuur zelf zal altijd sprake zijn van mengvormen.

Warmbloedigen nemen vrijwel uitsluitend via voedsel verontreinigingen op (biomagnificatie). De biomagnificatie bij warmbloedigen is groter dan de gecombineerde bioaccumulatie en biomagnificatie bij koudbloedigen. De verklaring wordt gevonden in de verminderde uitscheiding bij warmbloedigen. Koudbloedigen hebben veelal via hun kieuwen een groter uitwisselend oppervlak met het omringende zeewater dan warmbloedigen, waardoor zij verontreinigingen kunnen kwijtraken. Warmbloedigen kunnen vrijwel alleen via urine of gal (in de faeces) verontreinigingen kwijt raken. Hoewel het in beide gevallen gaat om hetzelfde verdelingsevenwicht van de toxicans tussen de waterfase (zee of urine) en de vet-houdende lichaams-cellen, is de uiteindelijke belasting van de cellen van de warmbloedigen groter (vergeleken met koudbloedigen). Dit omdat de concentratie van de uit te scheiden toxische stof in urine en gal bij warmbloedigen hoger is dan het omringende zeewater.

Irreversibele binding De concentratie toxische stof in het organisme blijft bij gelijkblijvende blootstelling in de tijd stijgen. Dit is bijvoorbeeld het geval als de verontreiniging ingebouwd wordt in bot. Dit gedeelte wordt irreversibel gebonden en niet meer uitgescheiden. Nu is sprake van stapeling. De belasting is hierbij o.a. afhankelijk van de tijdsduur van blootstelling voor het organisme. In dit geval is er geen 'stapelingsfactor' vast te stellen, omdat de opgenomen hoeveelheid verontreiniging geen constante waarde bereikt.

Als algemene term voor de verrijking aan verontreiniging wordt de term ophoping (eventueel bioconcentratie, of biologische accumulatie) gebruikt, zonder aan te geven of er sprake is van bioaccumulatie, biomagnificatie of stapeling. Een algemene term verdient de voorkeur omdat het in de praktijk zeer moeilijk is om onderscheid te maken tussen de verschillende opnameprocessen en bindingsvormen.

- 7.18 -

4

Opname uit voedsel of uit water?

Om te weten op welke wijze organismen belast worden met verontreinigingen, is inzicht nodig omtrent de hoeveelheid toxicans die met name via kieuwen (of huid) uit het water wordt opgenomen en de hoeveelheid die uit voedsel via het maag-darm kanaal wordt opgenomen. Essentieel is om in te zien, dat er een relatie bestaat tussen de hoeveelheid voedsel die opgenomen wordt, en de hoeveelheid water die bijvoorbeeld de kieuwen moet passeren, om de zuurstof te leveren die nodig is voor de verbranding van dit voedsel Deze

twee factoren bepalen grotendeels de grootte van de

blootstelling aan giftige stoffen. Opgemerkt dient te worden dat de werkelijk opgenomen hoeveelheid verontreinigingen in organismen, behalve van blootstelling ook afhankelijk is van de chemische vorm van de verontreiniging (speciatie), de selectiviteit van de opname (recovery) en uitscheidingsmechanismen. Opname uit voedsel Tabel 7.2 geeft enkele voorbeelden van het percentage van de verontreinigingen dat enkele organismen uit voedsel binnen krijgen. De tabel geeft aan dat de waterfase voor de meeste stoffen de belangrijkste bron voor opname is. Bryan [6] stelt dat biomagnificatie via de voedselketen (voor de meeste metalen) niet is waargenomen. Echter, er zijn ook waarnemingen die aantonen dat dit simpele 'water:ja, voedsel:nee'-opnamemodel niet volledig is, en dat opname uit voedsel soms een belangrijke bijdrage levert [34],

Stoffen, waarvan de concentratie in de waterfase laag is, door een slechte oplosbaarheid of door sterke binding aan particulair materiaal, worden nauwelijks via de waterfase opgenomen. Een voorbeeld hiervan vormen de hoog-gechloreerde biphenylen (6 of meer Cl-atomen). De opname ervan vindt voornamelijk plaats via deeltjes en voedsel, die deze PCB's bevatten.

Om inzicht te hebben in de hoeveelheid verontreiniging die een organisme via het voedsel binnenkrijgt is kennis nodig over

- 7.19 -

1. de voedselsamenstelling, 2. de verontreinigingsconcentratie van het voedsel, en 3. de recovery (opname efficiency) voor de verontreiniging.

Stof

Soort

Opname % uit voedsel

DEHP

Bleugill

TCB

Bluegill

Leptophos

Bluegill

6 1,2

Cadmium

Bluegill sunfish

1

Cadmium

Garnaal

Endrin

Fathead minnow

Kepone

Sheepshead minnow

0,1

Kepone

Oesters en sprot

1

DDT

Fathead minnow

Hexachloor butadieen

Schol

Kwik

Spier/kabeljauw

14

[40]

1,2 10

[3]

27-62

1 1

minnow = grondelvoorn; sunfish = koningsvis; blue gill = zonnebaarsachtige, Lepomis macrochirus. Tabel 7.2

De hoeveelheden gif die enkele aquatische organismen uit voedsel opnemen [36]

Opname uit water Aan de hand van een rekenvoorbeeld kan worden geïllustreerd dat voor vissen de blootstelling van het organisme aan verontreinigingen via de waterfase vele malen groter kan zijn dan de blootstelling aan verontreinigingen in het voedsel. Als voorbeeld is de blootstelling aan cadmium (Cd) beschouwd. De Cd-concentratie in de kustzone van de Noordzee bedraagt ca. 0,3 yg/1. De Cd-concentratie in kleine organismen bedraagt ca. 100 ygCd/kg natgewicht. Bij de opname van 1,0 gram voedsel komt derhalve 0,1 yg Cd in het maag-darm kanaal. De hoeveelheid zuurstof die nodig is om dit voedsel te verteren kan worden berekend door te veronderstellen dat:

- 7.20 -

- het drooggewicht van het voedsel ca. 20% is vati het natgewicht - het organisch koolstof ca. 40% van het drooggewicht vertegenwoordigt - het zuurstofverbruik om 1 gram organisch koolstof (molecuulgewicht = 1 2 ) af te breken bedraagt 32 : 12 = 2,67 gram zuurstof (molecuulgewicht = 2 x 16). Het zuurstofverbruik om 1,0 gram (natgewicht) voedsel te verbranden, bedraagt derhalve:

0,20 x 0,40 x 2,67 = 0,213 gram zuurstof

Uitgaande van een gemiddeld zuurstofgehalte van de Noordzee van 8 mg C^/l» dient er voor de opname van 0,213 gram Oo minstens een hoeveelheid water van ca. 26,6 1 water langs de kieuwen te stroman. Deze 26,6 1 water bevat ca. 8 yg cadmium. De hoeveelheid

Cd-verontreiniging waaraan de kieuwen

worden blootgesteld om 1,0 gram (natgewicht) voedsel te verteren is derhalve ca. 8 ug Cd hetgeen 80 maal zo groot is als bij het maag-darm kanaal. Uit het bovenstaande rekenvoorbeeld blijkt dat de verhouding tussen de blootstelling aan cadmium uit water, en die uit voedsel, afhankelijk is van de residubelasting in de prooi (voedsel), de concentratie cadmium in het water en de veronderstelde zuurstofspanning. Deze blootstelling is gelijk (evenveel blootstelling uit voedsel als uit water) als de residubelasting in het prooidier (in yg/kg) 26.600 x zo groot als de concentratie in het water (in Pg/1), nl. 0,213 g 02/g voedsel gedeeld door 8 mg Oo/l. Deze verhouding is (per definitie) gelijk aan de bioaccumulatiefactor. Derhalve staat een predator bloot aan evenveel toxische stof uit het water als uit voedsel wanneer de bioaccumulatiefactor voor dat prooidier gelijk is aan 26.600.

In deze paragraaf is aangegeven dat verschillende omstandigheden in het milieu de mate van beschikbaarheid van een metaal voor aquatische organismen kunnen beïnvloeden: • metaalconcentratie in oplossing, • speciatie van het metaal, • metaalconcentratie in het voedsel, • metaalverdeling over de verschillende weefsels in het voedsel,

- 7.21 -

• invloed van andere cationen, • zuurstofspanning, • temperatuur, • pH en redoxtoestand. De invloed van deze aspecten voor de uiteindelijke ophoping in het organisme en de effecten is echter zeer weinig bekend. Hier ligt een belangrijk terrein van kennisleemten.

5

Toxicologische effecten

Effecten, die door toxische stoffen veroorzaakt worden, zijn waarneembaar op verschillende niveaus. In deze paragraaf wordt ingegaan op het organismeniveau, en daaronder liggende niveaus, zoals celniveau. In paragraaf 7.4.1 wordt verder ingegaan op de hogere aggregatieniveaus, zoals het populatieniveau. Het organismeniveau wordt als uitgangspunt gehanteerd omdat enerzijds de kennis van effecten op organismen de basis vormt voor effecten op hogere niveaus en anderzijds omdat op dit niveau de meeste kennis voorhanden is.

Mechanisme van effecten Aan alle vergiftigingen ligt een reactie tussen giftige stof en een bepaalde lichaamseigen moleculaire structuur

ten grondslag. Een toxische

stof die in het organisme op de plaats van werking terecht is gekomen, verandert deze moleculaire structuur, wat de stimulus is voor het effect. Stoffen die een organisme nodig heeft kunnen in te hoge concentraties toxische effecten veroorzaken. Dit zijn stoffen die ergens ingrijpen in de stofwisseling van een organisme, en zij kunnen dus ook op een ongewenste manier hun invloed uitoefenen. Een voorbeeld is het metaal koper, dat essentieel is voor de werking van een aantal enzymen, maar in grote hoeveelheden toxisch is. Echter ook stoffen, die volslagen lichaamsvreemd zijn, hebben toxische eigenschappen. Een voorbeeld hiervan vormen de synthetische stoffen, zoals DDT en PCB. Een verklaring voor de giftige werking van met name deze xenobiotica kan gevonden worden in een structuurverwantschap met een lichaamseigen stof. Een stof die niet op de plaats van werking zit, is, veroorzaakt geen effect. Een stof die wel op deze plaats zit, kan een interactie aangaan

- 7.22 -

met èen celcomponent. Dit is bijvoorbeeld een enzym of een receptor op een celmembraan. Deze interactie kan ionogeen zijn, waterstof-brugvorming of hydrofobe-interactie. De gevolgen van deze interacties, die direct, indirect of zeer indirect kunnen zijn, kunnen leiden tot waarneembare effecten. De grootte van de toxische of giftige effecten wordt bepaald door de concentratie giftige stof in deze celcomponent.

Onderverdeling van effecten Op het organismeniveau worden alle verschijnselen die afwijking van het normale functioneren van het organisme gerekend tot effecten. Toegespitst op die effecten die ook tijdens laboratoriumproeven kunnen worden waargenomen, kunnen effecten in drie categorieën worden verdeeld: lethale effecten, sublethale effecten en net geen effecten ('no effect level'). Optredende effecten kunnen een uitdrukking zijn van acute toxiciteit bij eenmalige hoge belasting, waarbij proeven veelal worden uitgevoerd bij concentraties die ver boven de actuele Noordzeè-concentraties liggen. Zij bootsen meer de situatie na bij het dumpen van stoffen of bij calamiteiten. Daarnaast kan ook de chronische toxiciteit worden getest door groepen organismen gedurende langere tijd, soms enkele generaties, aan lage concentraties bloot te stellen.

Sterfte (L) Sterfte van een proefdier is een duidelijke maat. Als resultaat van proeven wordt opgegeven welk percentage proefdieren binnen een bepaalde tijd sterft. Bijvoorbeeld LC-50 (96): lethale concentratie voor 50% van de proefdieren binnen 96 uur. Andere percentages Sterfte (n) en tijdsduur (t) zijn mogelijk

(LC-n(t)). Aan experimenten die leiden tot sterfte zijn

onder meer belangrijke theoretische bezwaren verbonden. Hierop wordt verderop in deze paragraaf ingegaan.

Sublethale effecten Alle effecten waarbij het organisme niet sterft, zijn sublethale effecten en kunnen in een aantal categorieën worden verdeeld. Het indelingscriterium is hierbij de bepalingswijze waarmee het effect wordt gekwantificeerd. Als voorbeeld enkele categorieën, gerangschikt naar werkingsniveau:

- 7.23 -

• biochemische effecten, zoals enzyminductie, enzymremming, DNA/RNA beschadiging (genotoxiciteit), • fysiologische effecten, zoals verminderde ademhaling, vermeerderde uitscheiding, verminderde groei, • morfologische veranderingen, zoals skeletdeformaties, • pathobiologische veranderingen, ziekten, • effecten op de reproduktie, zoals een verminderd aantal eieren, • effecten op het gedrag, zoals storingen in het oriëntatievermogen, reactievermogen en verstoorde communicatie. Het is duidelijk dat niet alle effecten bij alle (6) organismengroepen waargenomen kunnen worden, en dat bovendien effecten ook veelal niet tot een enkele effectcategorie gerekend kunnen worden. Het resultaat van proeven naar sublethale effecten bestaat uit het kwantitatieve verband tussen de hoogte van de aangeboden concentratie giftige stof en de mate waarin het bestudeerde effect optreedt. Dit zijn de concentratie-effect relaties.

No effect level, N.E.L. Als een toxiciteitsproef naar sublethale effecten bij verschillende concentraties wordt uitgevoerd, dan is het mogelijk om vast te stellen bij welke concentratie het bestudeerde effect net niet optreedt. Deze concentratie wordt het 'No effect level' (N.E.L.) genoemd. In plaats van N.E.L. wordt ook de uitdrukking 'No Observed Effect Level' (N.O.E.L.) gebruikt.

Tekortkomingen van lethale toxiciteitstests Tekortkomingen van acute, lethale toxiciteitsproeven zijn onder meer gelegen in de invloed van vetoplosbaarheid van toxicantia, het feit dat zij uitsluitend informatie over een enkel levensstadium opleveren, en dat er een andere verdeling over weefsel en organen en ook binnen de cel tot stand komt, vergeleken met 'natuurlijke' omstandigheden. De concentratie waarbij de helft van het aantal proefdieren binnen enkele dagen sterft, geeft niet alleen de mate van giftigheid aan, maar geeft ook een indicatie van de transportsnelheid over de celmembraan. Bij dergelijke kortdurende proeven wordt er een verband gevonden tussen de LC-50 waarde en bijvoorbeeld de bioaccumulatiefactor:

- 7.24 -

beter vetoplosbaar ===> sneller membraantransport «••> eerder hoge concentratie in de cel ===> eerder sterfte en ook: beter vetoplosbaar ===> grotere bioaccumulatiefactor Dergelijke proeven resulteren in een schijnverband: betere vetoplosbaarheid leidt sneller tot sterfte (kleinere LC-50 waarde) aangezien het membraan sneller gepasseerd wordt en een hogere eindconcentratie in de cel bereikt wordt. Bij proeven met een langere tijdsduur verdwijnt dit verband dan ook. Verder kunnen de verschillende levensstadia een verschillende gevoeligheid ten opzichte van toxische stoffen hebben. In het algemeen zijn juvenile of larvale stadia het gevoeligst. Andere levensstadia kunnen echter een hoge gevoeligheid hebben voor specifieke vormen van verontreiniging (b.v. die van volwassen vogels voor olie). Ook krijgt eenzelfde hoeveelheid toxische stof, die over een langere tijd wordt opgenomen, de kans op niet-werkzame plaatsen te worden opgeslagen. Voorbeelden zijn inbouw van cadmium en lood in bot, en opslag van PCB's in depot-vetweefsel, waar zich twee verschillende pools bevinden (een met snelle en een met langzame uitwisseling). De concentratie toxicans waarbij organismen sterven, is geen scherp afgebakende concentratie, maar omvat een concentratierange. De LC-n% is sterk afhankelijk van de aangeboden concentratie tijdens de proef. Een lagere concentratie is ook lethaal, maar er is iets meer tijd nodig voordat n% (meestal de helft) van het aantal proefdieren gestorven is. In de literatuur wordt wel die concentratie vermeld, waarbij net geen proefdieren sterven (LC-0). Aan de extrapolatie van de waarnemingsresultaten van de sterftepercentages om de LC-0 te bepalen, zijn echter onzekerheden verbonden.

Aanpassing aan verontreinigingen Zoals bekend kunnen vele organismen zich aanpassen aan veranderingen, waaronder ook die ten gevolge van vervuiling. Aanpassing aan veranderende omstandigheden door natuurlijke selectie is het centrale thema van de evolutietheorie. Selectie grijpt aan op het individu: een dierlijk organisme plant zich veeal voort als het goed functioneert. Onder veranderde omstandigheden, bijvoorbeeld ten gevolge van

- 7.25 -

vervuiling, kan een organisme slechter gaan functioneren, waardoor zijn voortplanting achteruit gaat of geheel niet plaatsvindt. Veelal zijn niet alle individuen in een populatie in gelijke mate gevoelig voor veranderingen in het hen omringende milieu. Dit kan tot gevolg hebben dat in de volgende generatie gemiddeld meer individuen voorkomen, die tolerant zijn voor vervuiling. Ook wanneer door genetische mutatie een grotere tolerantie binnen een populatie

'geïntroduceerd' wordt, dan kan zo'n nieuwe

eigenschap zich in de volgende generaties verspreiden (voorbeeld: resistentie van bacteriën tegen peniciline). Een aanpassing van geheel andere aard is die waarbij een individueel organisme de erfelijke eigenschap bezit om te reageren op veranderende omgevingsfactoren, zoals vervuiling. Hierbij kan bijvoorbeeld een fysiologisch afweermechanisme in werking gesteld worden, waarbij een individuele tolerantie wordt opgebouwd tegen steeds hoger wordende concentraties toxicans. Deze opgebouwde tolerantie wordt echter niet doorgegeven aan het nakomelingschap. Na een langdurige blootstelling aan metalen vindt inductie plaats van erg kleine eiwitten (pligopeptiden) die een metaal-bindende capaciteit bezitten, zodat de werkzame concentratie in het celsap (cytosol) verlaagd wordt, en daarmee de giftige werking. Brown [5] toonde een toename van dergelijke oligopeptiden aan in de levers van vissen na blootstelling aan zink, koper en cadmium. Deze oligopeptiden zijn ook aangetoond in oligochaeten, witte muizen en mensen. Ze komen voor in lever, nier en darm, maar niet

in spieren. Verder vond Young

[57] dat de

polychaet Eudistyla vancouveri na blootstelling aan koper een klein eiwit (MW = 5000) synthetiseert, dat koper-bindende eigenschappen bezit. Oesters (Ostrea edulis L.) uit verontreinigende gebieden binden cadmium en chroom aan eiwitten met een erg laag molecuulgewicht en binden weinig aan eiwitten met een hoog molecuulgewicht. Aangezien dit laatste een vereiste is voor cellulaire vergiftiging, hebben deze oesters zich aldus beschermd tegen cadmium [20]. Een andere aanpassing is dat oesters uit verontreinigde gebieden langzamer cadmium opnemen.

Deze mechanismen geven aan hoe zurgvuldig er omgesprongen moet worden met gegevens over de hoeveelheid verontreinigingen in organismen. Als deze gegevens gerangschikt worden volgens toenemend informatiegehalte wat betreft de toxiciteit, ontstaat de volgende reeks:

- 7.26 -

1. concentratie in het hele organisme 2. concentratie in de zachte delen 3. concentratie in een specifiek orgaan 4. concentratie in de cel 5. werkzame concentratie in de cel. Toxicologisch dilemma Als in een toxiciteitstest slechts êên enkele gifstof gebruikt wordt, is duidelijk welk effect die stof veroorzaakt. Maar dan is nog niet duidelijk wat het effect van die stof bij die concentratie temidden van andere verontreinigingen in het milieu zou zijn. Wordt echter een mengsel van giftige stoffen onderzocht, dan is wel de totale giftigheid duidelijk, maar niet wat de bijdrage van elke stof apart is. Om deze reden is het moeilijk om met zekerheid vast te stellen, welke stof of stoffen de oorzaak is of zijn van een toxisch effect dat in de Noordzee, of waar dan ook, wordt waargenomen.

7.4

EFFECTEN OP HET ECOSYSTEEM VAN DE NOORDZEE

In deze paragraaf zal ingegaan worden op het probleem van de interpretatie van de bevindingen uit toxicologisch pnderzoek in termen van ecosysteemfunctioneren van de Noordzee. Met andere woorden, is het mogelijk aan de hand van experimenteel onderzoek en veldwaarnemingen aan te geven of er veranderingen optreden (kwalitatief en kwantitatief) in de structuur en samenhang van het Noordzee ecosysteem, en is bovendien aan te geven welke organismen en processen daarbij betrokken zijn, en in welke relatie dit staat tot menselijk handelen?

Om een en ander te kunnen beantwoorden zal eerste bekeken worden op welke integratieen aggregatieniveaus veranderingen kunnen optreden. Vervolgens zal in het bijzonder voor het N.d.cp. aan de hand van beschikbare literatuur bezien worden wat er op dit gebied bekend is (en niet bekend is).

- 7.27 -

1

Integratie- en aggregatieniveaus voor toxicologische studie

Een toxische stof heeft slechts dan een effect als deze eenmaal in de cel is binnengedrongen en daar een interactie is aangegaan met êên of meerdere celcomponenten. Tot zover laat de bestudering van effecten zich nog beschrijven in termen van fysiologie en biochemie. De mate waarin een organisme daardoor een van 'normaal' afwijkend gedrag vertoont, is afhankelijk

van

individuele

karakteristieken

waarbij

ontwikkelingsstadium,

leeftijd, conditie, gewicht en weefselverhoudingen belangrijke factoren zijn. Anders wordt het als effecten op individueel niveau vertaald gaan worden naar gevolgen op hogere niveaus zoals: • populaties van een soort, • populaties van soorten binnen gemeenschappen en trofische niveaus, • meerdere trofische niveaus binnen een voedselweb. Integratie vindt hierbij plaats van cel naar organisme, naar populatie en naar voedselweb; terwijl aggregatie plaatsvindt bij het beschouwen van populaties binnen een gemeenschap, een trofieniveau, en van aangrenzende voedselwebs. Na integratie en aggregatie zijn een veelheid van processen en parameters betrokken bij het optreden van effecten. In tabel 7.3 is voor de verschillende niveaus puntsgewijs een aantal processen beschreven dat een rol speelt bij de totstandkoming van effecten, en daarbij de beinvloedingsparameters die van belang zijn. Gezien de veelheid van processen en beinvloedingsparameters die in ogenschouw genomen moeten worden, is het niet verwonderlijk dat extrapolatie van effecten op lagere integratieen aggregatieniveaus naar hogere niveaus niet vaak gebeurt. Anderzijds blijkt het al even moeilijk waargenomen effecten op hogere niveaus te vertalen naar simpele oorzaak-gevolg relaties in de onderliggende processen.

De toxicologische literatuur beperkt zich tot op heden voor een groot deel tot het beschrijven van effecten op cel- en organismeniveau. Experimenteel onderzoek met zogenaamde 'microcosmossen', afgesloten delen van natuurlijke systemen, of in een natuurlijk systeem ingebrachte experimentele eenheden die meerdere organismegroepen bevatten, tracht inzicht te verschaffen in de effecten op populaties en levensgemeenschappen. Op dit

- 7.28 -

Organisatieniveau

Procesbeschrijving

Beinvloedingsparameters

Cel

- opname/uitscheiding,

- speciatie toxicans,

- fysiologie,

- blootstelling,

- genotoxicologie,

- weefseltype,

- cytotoxicologie

- celconcentratie

Weefsel/

- neurotoxicologie,

- ontwikkelingsstadium,

organisme

- morfologie,

- leeftijd,

- teratogeniteit,

- conditie,

- reproductie,

- gewicht,

- gedrag

- weefselverhoudingen, - inkomende flux toxicans

Populatie

Gemeenschap

Tabel 7.3

- populatiedynamica:

- 'standing stock'

bi omas s a t oename,

- leeftijdsverdeling,

voortplanting,

- sex-ratio,

sterfte

- voedselsamenstelling

- intraspecifieke

- soortenrijkdom,

processen:

- abundantieverdeling,

competitie

- diversiteit,

voor voedsel

- voedselselectiviteit,

en ruimte

- voedselbeschikbaarheid

Processen en beinvloedingsparameters, die van invloed zijn op toxische effecten

- 7.29 -

niveau zijn slechts weinig voorbeelden bekend van waargenomen effecten in 'echte' natuurlijke systemen. In het licht van het voorgaande zal hier de literatuur die betrekking heeft op de zuidelijke Noordzee besproken worden, waarbij de aandacht vooral ligt op het N.d.c.p. De bespreking zal zoveel mogelijk naar type van vervuiling geschieden hoewel sommige stoffen vaak gekoppeld voorkomen (b.v. havenslib en zware metalen). Ecologische consequenties zullen vervolgens integraal besproken worden.

2

Waargenomen schadelijke effecten Zware metalen In het Nederlands kustgebied zijn gegevens over effecten van zware metalen uiterst schaars. Slechts een enkel geval is bekend van een massaal lethaal effect. Zo heeft storting van kopersulfaat

(CuS04) op het strand bij

Noordwijk waarschijnlijk geleid tot accumulatie in de sedimenten van de Waddenzee, en ging gepaard met massale vissterfte [47, 48]. Al lange tijd worden afwijkingen bij vissen geconstateerd in de Zuidelijke Noordzee, met name in de Duitse Bocht, maar ook in andere delen van de Noordzee zoals de Doggersbank [44] en blijkens recente persberichten waarschijnlijk ook in het Nederlands kustgebied. Als voorbeeld kan het voorkomen van huidafwijkingen genoemd worden bij platvis in de Duitse Bocht. Het optreden van dergelijke afwijkingen bij platvis lijkt (geografisch) gecorreleerd met verontreining in de Duitse Bocht. De Duitse Bocht wordt onder meer verontreinigd door de lozing van de afvalzuren van de titaniumdioxideproduktie. Opgemerkt moet worden dat Ti02 op zich niet toxisch is, maar de optredende effecten wellicht gezocht moeten worden in relatie met significante veranderingen in de chemische waterkwaliteit, onder andere een daling van de pH en de lozing van grote hoeveelheden ferrosulfaat. De oorzaak voor de verzwakking van vissen kan onder meer zijn dat ferrosulfaat (dat 25-50% van de lozing uitmaakt) geoxideerd wordt tot ijzer(III)hydroxide en zich afzet op de kieuwen en zo de ademhaling bemoeilijkt. Tevens treedt een grotere doorgankelijkheid voor koper op [24], terwijl bok het gehalte aan cadmium, lood en zink verhoogd is.

- 7.30 -

Conclusies ten aanzien van de causale verbanden tussen verontreinigingen en het voorkomen van visziekten dienen echter met de uiterste zorg te worden getrokken. Betrekkelijk weinig is echt bekend van oorzaak-gevolg relaties op dit gebied. In de analyse dient rekening te worden gehouden met het dynamische gedrag van vissen, waaronder migratiegedrag, paaicycli, seizoensactiviteit,

grootte,

ontwikkelingsstadium,

conditie

(parasite-

ring), voedselaanbod, populatiedichtheid. Het is duidelijk dat methodologische problemen van grote invloed zijn op de analyse van de ziektegraad in bepaalde gebieden. Zo kan bemonstering in verschillende seizoenen zeer verschillende resultaten opleveren; zieke vis kan aangetroffen worden in relatief onvervuilde gebieden, wellicht omdat ze in een ander seizoen in een ander

gebied wel blootgesteld

zijn aan hogere vervuilingsgraden.

Regelmatige bemonstering gedurende een serie van jaren is een voorwaarde voor het verkrijgen van een stabiel beeld van de frequenties in het optreden van visziekten in verschillende gebieden. Bovendien moet het optreden van visziekten wellicht niet aan één oorzaak toegeschreven worden, maar speelt een aantal factoren een rol die tezamen tot verlaagde resisitentie leiden tegen met name infectieziekten. De demersale vis in de Duitse Bocht staat bloot aan vervuiling, mechanische stress (ten gevolge van visserij en dumpingen) en aan perioden van lage zuurstofconcentraties nabij het sediment.

Gechloreerde koolwaterstoffen Van organochlorinen is een aantal effecten in de Noordzee waargenomen. De belangrijkste voorbeelden zijn: • De enorme terugval van het aantal broedende Grote Sterns in het Waddengebied van ca. 40.000 paren in 1940 tot ca. 1500 in 1964. Sterfte trad waarschijnlijk op ten gevolge van hoge concentraties dieldrin, endrin en telodrin in de prooivis (tot 0,27 ppm natgewicht). Deze stoffen bleken afkomstig uit de Rijnmond [30]. Het her$tel van de populatie sinds de 60-er jaren verloopt opmerkelijk traag [56]. • In dezelfde periode trad ook grote sterfte op onder de Eidereend. In 1965 stierf

in het Nederlandse Waddengebied 30% van de vrouwelijke

vogels, waarschijnlijk ten gevolge van pesticiden die in het broedseizoen, als de vrouwtjes nauwelijks eten, uit het lichaamsvet worden gemobiliseerd. Dientengevolge was er in deze periode een te gering aantal

- 7.31 -

adulten voor de broedzorg, en vielen vele jongen ten prooi aan meeuwen. Pas in 1970 is het broedsucces weer normaal [30]. • Eierschalen van de Grote Stern in het Waddengebied waren in 1970 5% dunner dan in 1932 en 1950 [30]. • Het aantal zeehonden in de Nederlandse Wadden is significant afgenomen en de produktie van nakomelingen is geringer dan die van de populatie bij Sleeswijk-Holstein (figuur 7.4) [45, 46]. In het Nederlands deel van de Wadden zijn de organochlorinengehalten in het vetweefsel van de zeehond aanzienlijk hoger dan in het Duits-Deense deel (tabel 7.4). In het bijzonder de PCB-gehalten liggen een factor 10 hoger. Opvallend in dit verband is het verschil voor deze gebieden in gehalten in vis die het voedsel vormt voor de zeehond (figuur 7.5). Reijnders postuleert de hypothese dat PCB's verantwoordelijk zijn voor de lage reproduktiviteit van de Nederlandse populatie [56]. Hij baseert dit onder meer op literatuurgegevens over de effecten van PCB's en DDT voor andere mariene zoogdieren (tabel 7.5). Opgemerkt moet worden dat zeehonden populaties ook aan allerlei andere vormen van verstoring blootstaan. Als zeehonden op de rustplaatsen die ze bij eb opzoeken, gestoord worden (door toeristen, laag overkomende vliegtuigen, scheepvaart of visserij), zoeken ze het water weer op. Als hierbij het zogen van jongen onderbroken wordt, kan dit tot ondervoeding leiden. Ook treden bij jonge dieren beschadigingen op aan de buikhuid door het schuren over het zand bij het vluchten. Normaliter schuift een zeehond niet over het zand, maar wacht rustig de vloed af. Deze huidziekte leidt vaak tot de dood [44]. • Na 1960 wordt een drastische afname geconstateerd in de aantallen aangespoelde, gestrande en per ongeluk gevangen bruinvissen en tuimelaars, een afname die eveneens toegeschreven wordt aan de effecten van organochlorinen op het voortplantingssucces (figuur 7.6). Of dit de werkelijke oorzaak is, valt nog te bezien. In tegenstelling tot de bruinvissen en tuimelaars neemt het aantal meldingen van aanspoelingen van de witsnuitdolfijn toe.

- 7.32 -

Figuur 7.4

JONOCKHONOIN ,„„ ZlEHONOIN»UAAfl OUO 40-

S"~\ 30•"*~» SUISWUK.HOUTIW

ra-

^

V-\

, ^ . '

.

HI0MIAK3IN

Pupproduktie bij de zeehond, uitgedrukt als het maximum aantal waargenomen jonge zeehonden als percentage van het maximum aantal waargenomen dieren van één jaar en ouder [46]

io-

i»74 n

n

n n

rr

u n

WATER SEOIMENTPUANKTON SMfilMPS — MOUUSCS FÏSHES aiROs —

A - r KWIK

SÏAIS io-ï

-i

«•is

ut H>

" L . B - PCB

SEDIMENT — . PHVTOPLANKTON MACR0Z008ENTH0SFISHES E BISOS SEALS

C- OOT

•5» !!••

«•*

W*

rta

M* W*

w< ir 1 «° » J w* — H9-9-1

Figuur 7.5 Overwegende ranges van a) totaal kwik, b) totaal DDT en c) totaal

DDT-gehalten

niveaus

in mariene

in

biota

van

voedselketens

verschillende

trofische

(vig/g natgewicht, behalve

voor PCB en DDT in vissen, vogels en zeehonden, ug/g vetgewicht) voor Sleeswijk-Holstein plus Denemarken (gearceerd) en Nederland (blanco) [45]

1 s 47

1(1 49 51

Figuur 7.6

53 55

1 l?,u?.? 57 59

«)

83 «5 «7 69

71

M

73 75 77 •— JAAR

Aantal gestrande en per ongeluk gevangen bruinvissen in Nederlandse wateren, zoals gerapporteerd [54]

- 7.33 -

Sleeswijk-Holstein plus Denemarken Adulten Jongen en subadulten Nier % vet PCB Z DDT DDT DDE TDE a-HCH S-HCH HEPO dieldrln

2,9 1,8 0,2 0,02 0,2 0,03 + +

3,5 3,7 0,2 + 0,2 0,05

(2,5 -5,2) (0,3 -7,2) (0,01-0,9) (n.d.-0,1) (0,01-0,6) (n.d.-0,2) (n.d.-0,01) n.d. (n.d.-0,02) n.d.

+

Lever % vet PCB Z DDT DDT DDE TDE a-HCH B-HCH HEPO dieldrln Spek PCB Z DDT DDT DDE TDE a-HCH 8-HCH HEPO dieldrln

(1,7 -7,5) (0,26-13,0) (0,02-0,6) (n.d.-0,1) (0,02-0,5) (n.d.-0,1) n.d. n.d. (n.d.-0,01) n.d.

Nederland Jongen en subadulten 2,7 1,5 0,4 0,02 0,3 0,08 +

(2,1 -3,3) (0,2 -5,8) (n.d.-1,6) (n.d.-0,8) (0,02-1,2) (n.d.-0,3) (n.d.-0,01) n.d. + (n.d.-0,05) 0,01 (n.d.-0,03)

4,8 1,7 0,1 n.d. 0,1 0,03 n.d. n.d. n.d. 0,02

7.3 4.4 0,4

(2,1 -17,8) (0,7 -9,4) (0,03-1,0) n.d. 0,2 (0,02-0,6) 0,2 (0,01-0,5) n.d. n.d. 0,02 (n.d.-0,04) n.d.

113,8 16,9 5,5 10,8 0,6 0,5 0,3 0,4 +

(23 -340) (4,0 -47,1) (1,3 -13,0) (2,6 -30,0) (0,1 -2,1) (0,2 -1,4) (n.d.-1,4) (0,1 -1,4) (n.d.-0,2)

76,4 8,5 2,0 5,0 0,7 0,2 0,2

(40,5-123) (3,7 -15,2) (0,7 -6,1) (2,4 -8,8) (0,2 -3,0) (0,1 -0,3) n.d. (0,1 -0,4) n.d.

134,0 29,8 9,0 16,1 1,8 0,3 + 1,0 0,5

(5,0 -680) (3,3 -127) (0,9 -36) (1,2 -83) (0,2 -8,1) (n.d.-0,6) (n.d.-0,3) (n.d.-3,5) (n.d.-0,9)

A.dulten

4,9 27,4 0,9 0,03 0,6 0,2 +

(1,8 -6,5) (3,3 -72,3) (0,2 -2,1) (n.d.-0,1) (0,14-1,5) (0,02-0,6) (n.d.-0,01) n.d. 0,02 (n.d.-0,04) 0,02 (n.d.-0,03)

6,8 31,5 2,1

(3,9 -9,9) (22,4-46,3) (0,9 -4,7) n.d. 1,6 (0,8 -3,3) 0,5 (0,1 -1,3) 0,02 (0,01-0,03) n.d. 0,1 (0,04-0,2) 0,02 (n.d.-0,03)

701 47,3 11,7 26,6 9,0 0,4 + 1,0 0,4

(87 -1447) (6,6 -178) (1,0 -64) (3,8 -72) (0,3 -42) (n.d.-0,7) (n.d.-0,1) (0,2 -3,1) (n.d.-0,4)

Tabel 7.4 Gemiddelden en ranges van PCB, 2 DDT, DDT, DDE, TDE, a-HCH, b-HCH, HEPO en dieldrln gehalteri in spek (Mg/g, vetgewicht), en in nier en lever (Mg/g natgewicht) van jongen, subadulten en adulten van zeehonden uit Sleeswijk-Holstein plus Denemarken en uit Nederland [45]

- 7.34 -

PCB's

DDT

voortijdige bevalling

?

+

idem

idem

+

+

Idem

idem

+

+

ringel robber

geringe reproduktie

+

+

ringel robber

stenosis en occlusis

grijze zeehond

in uteri, paring

+

-

gewone zeehond

vond plaats

nerts

minder jongen per vrouwtje geboren

+

—

idem

idem

+

-

idem

paring en inplanting heeft

+

"~

Soort

Effect

Cal. zeeleeuw

plaatsgevonden; minder jongen per vrouwtje geboren

Tabel 7.5

Overzicht van de resultaten die in de literatuur vermeld worden over reproduktie onder invloed van PCB's en DDT; +: effect aangetoond, -: niet aangetoond, ?: niet beschouwd. Epidemiologische gegevens over mariene zoogdieren en experimentele gegevens over nerts [45]

- 7.35 -

Locale effecten van diverse lozingen Op dit moment zijn op de Noordzee enkele locale effecten aan te wijzen die hoogst waarschijnlijk samenhangen met het ter plaatse lozen van chemische stoffen al dan niet in combinatie met mechanische beinvloeding.

De samenstelling van de Abra alba (tweekleppige) gemeenschap in de buurt van een locatie voor baggerspecie-dumping, is veranderd door deze lozingen [7, 8, 9, 44]. De directe oorzaak hiervoor is zuurstofloosheid.

Een ander type dumping is die van vliegas, een industrieel afvalprodukt van onder meer de energie-opwekking in kolengestookte centrales. Voor de kust van Northumberland

(Groot Brittanië) is sinds 1966 17 miljoen ton

vliegas gedumpt, ca. 3,5 km uit de kust in een gebied met een modder-zand bodem. Bamber [4] constateert over een gebied van 42 km

rond de dump-

plaats een significante afname van zowel het aantal macrozoobentische soorten als van het totaal aantal individuen. Rond het centrum van dumping zijn duidelijke gradiënten waarneembaar in deze parameters (figuur 7.7). Hoewel vliegas zware metalen bevat, is uit experimenten gebleken dat de concentraties waarschijnlijk te laag zijn om deze verarming van de bentische fauna te verklaren. De werkelijke oorzaken liggen waarschijnlijk in een mechanisch effect ten gevolge van de grote hoeveelheid materiaal die op de bodem bezinkt en vervolgens weer erodeert (bij uniforme bezinking over het gebied een laag van 25 cm per jaar!), wat sterfte van organismen tot gevolg heeft. Bovendien bevat het vliegas geen voedsel (organisch materiaal), wat een verklaring kan zijn voor het feit dat met name het aandeel van de 'deposit feeders' in de bodemfauna sterk verminderd is.

In delen van de Waddenzee, waar biologisch of mechanisch gereinigd huishoudelijk afvalwater of afvalwater van strokarton- en suikerbietenindustrie werd geloosd, was sprake van een meer of mindere sterke afname van kolonisatie, dit ten gevolge van temperatuur en saliniteitsveranderingen [18, 43, 44].

- 7.36 -

Figuur 7.7

Contouren van (A) het aantal macro-fauna soorten per station 9

en (B) het aantal macro-fauna individuen per 0,2 m

voor de

Engelse oostkust (Northumberland) [4]

Drijfvuil.kan, in combinatie met PCB's, DDT en zuurstofgebrek, leiden tot verzwakking, bacteriële infecties en huidbeschadigingen, waardoor zweren kunnen ontstaan bij vissen. Ook treedt in deze gebieden vaker gezwelvorming op [2, 44]. Andere ziekten die vaker optreden zijn wratachtige gezwellen op de huid (epidermale papillome) en de bloemkoolziekte bij de paling [44].

Calamiteiten Bij calamiteiten, zoals het in zee geraken van ladingen van vrachtschepen, kan mogelijk schade aan het ecosysteem worden toegebracht. Voorbeelden hiervan zijn ongelukken met olietankers en het overboord slaan van lading, zoals begin 1984 gebeurde met enkele vaten Dinoseb, een zeer giftige stof die als pesticide gebruikt wordt. Grote olielozingen, met gevolgen als het besmeurd raken van grote delen van het strand, en het gelijktijdig sterven van grote aantallen vogels en vissen hebben zich aan onze kust nog niet voorgedaan. Op kleinere schaal komt dit echter wel voor. Ook treden er minder makkelijk waar te nemen effecten op, zoals gedragsbeïnvloeding van aquatische organismen. Na een bepaalde periode zijn met de olieresten de uiterlijke gevolgen van de olielozing geheel verdwenen. Herstel van de bodemflora kan echter veel langer, soms jaren, duren [33] en voor de faunagemeenschap kan dit ook geruime tijd in beslag nemen.

- 7.37 -

7.4.3

Conclusies Uit het voorgaande is duidelijk geworden dat er inderdaad schadelijke effecten zijn waargenomen in het ecosysteem van de Noordzee welke met diverse gradaties van zekerheid toegeschreven kunnen worden aan verschillende vormen van vervuiling. In deze nota is de aandacht vooral gericht op het N.d.c.p.. Het blijkt dat er met name effecten op vissen, vogels en locaal op macrobentische evertebraten zijn waargenomen. De huidafwijkingen die bij verschillende vissoorten worden waargenomen zijn zorgwekkend, maar laten zich vooralsnog niet eenduidig toeschrijven aan specifieke oorzaken. Slechts bij verschillende warmbloedige eindpredatoren, met name in het Waddengebied, zijn inderdaad schadelijke effecten waargenomen die zich met grote zekerheid toe laten schrijven aan de accumulatie van organochlorinen. Deze eindpredatoren kunnen met name voor het risico dat de mens loopt door vervuiling van de zee als 'gids-organisme' gelden, gezien de overeenkomstige plaats in het voedselweb, en de grote fysiologische en biochemische overeenkomsten.

Onderzoeksmethoden

Ecolog.

Signaal- Specifi-

relev.

ruis-

citeit

Reactie-

Gebied van

Indexeer-

snelheid

stress-

baarheid

verhoud.

Direct

onderzoek aan

Kosten

intensiteit

+

—

_

_

+

+

+

+

+_

_+

_+

+_

-

-

+_

+

+

+_

+

-

-

-

+

+

+

-

+

+

levensgemeensch. onderzoek aan 1 soort Indirect langdurend toxiciteitsonderzoek kortdurend toxiciteitsonderzoek (concentraten)

Tabel 7.6

Voordelen (+) en nadelen (-) van directe en indirecte onderzoeksmethoden voor het beoordelen van de waterkwaliteit in relatie tot belasting met toxische verontreiniging

- 7.38 -

Het is duidelijk dat er verschillende benaderingswijzen zijn in de beoordeling van verontreinigingen in relatie tot de optredende effecten. Sloof f en de Zwart [50] geven aan dat aan de directe methode van onderzoek (in het veld) en de indirecte methode (in het laboratorium) specifieke voor- en nadelen verbonden zijn (tabel 7.6). Beide vormen van onderzoek zijn complementair en het verdient derhalve aanbeveling beide simultaan toe te passen teneinde inzicht te verkrijgen in de (veranderende c.q. afwijkende) ecologische

toestand

in relatie

tot mogelijk

oorzakelijke

factoren, zoals toxische verontreiniging.

CONCENTRATIE TOXISCHE STOFFEN IN WATER EN ORGANISMEN VAN DE NOORDZEE

Inleiding Centraal in deze studie staat de vraag in welke mate verontreinigingen een risico kunnen opleveren voor de organismen van de Noordzee. Om deze vraag te kunnen beantwoorden is een inventarisatie gemaakt van de toxicologische literatuur die betrekking heeft op de Noordzee. Er zijn zowel gegevens verzameld over de concentratieverontreiniging in het water van de Noordzee, als van concentraties in organismen. • Gegevens zijn verzameld over gehalten aan verontreinigingen in het water van de Noordzee. Dit betreft voornamelijk resultaten van omvangrijke meetprogramma's zoals de Nederlandse bijdrage aan het Joint Monitoring Program (JMP), het onderzoek van het Nederlands Instituut voor Onderzoek der Zee (NIOZ) en het Rijks Instituut Zuivering Afvalwater (RIZA). • Gegevens over concentraties verontreiniging in weefsels van organismen zijn verzameld uit incidentele onderzoeken en uit veelomvattende meetprogramma's zoals onderzoek naar de spoorelementen in Nederlandse visser! jprodukten, JMP en onderzoek van TNO, afdeling maatschappelijke technologie.

De meetresultaten die in deze paragraaf vermeld staan van concentraties in water en organismen en van ophopingsfactoren, zijn niet rechtstreeks te correleren aan het risico dat een stof vormt voor aquatische organismen.

- 7.39 -

Om dit risico aan te geven zijn de resultaten van experimenten nodig, waarbij het kwantitatieve verband wordt gelegd tussen de aangeboden hoeveelheid

giftige

stof

en het daarna optredende

toxische effect. Deze

risico-analyse wordt in paragraaf 7.6 gegeven.

De hoeveelheid verontreiniging die in organismen aanwezig is, is van belang als deze organismen tot voedsel van warmbloedigen, de mens incluis, dienen. Op dit consumptieve aspect van aquatische organismen wordt in paragraaf 7.7 ingegaan.

7.5.2

Concentraties in de waterfase

Uit ring-onderzoek, waarbij êén monster door verschillende laboratoria werd onderzocht, bleek dat er grote onderlinge verschillen optreden in de meetresultaten, hoewel de getallen binnen een laboratorium goed reproduceerbaar zijn [16]. De lage tot zeer lage concentraties die bepaald worden, stellen hoge eisen aan de meetapparatuur en aan de 'zuiverheid' binnen het laboratorium in verband met het gevaar van contaminatie.

Bij de meeste gepubliceerde meetgegevens wordt geen onderscheid gemaakt tussen het gedeelte dat opgelost is en het deel dat gebonden is aan deeltjes. Bij metalen kan het verschil tussen de hoeveelheid opgelost en gebonden een factor tien bedragen. Bij gechloreerde koolwaterstoffen kan het verschil oplopen tot een factor duizend. Zo geven Duinker et al. [12] voor —12 de Centrale Noordzee 0,5-0,8 picogram (10 ) opgelost dieldrin per liter —9 water, terwijl Ernst [17] 0,13 nanogram (10 ) per liter opgeeft. Verschillende

toxische stoffen binden preferent aan organisch mate-

riaal. Dit kan leiden tot zowel lagere als hogere beschikbaarheid voor organismen: gebonden zijn ze minder beschikbaar, maar als er grote heterotrof e mineralisatie van organisch materiaal plaatsvindt, in de waterfase of het sediment, komen deze stoffen weer vrij wat juist tot een hogere beschikbaarheid kan leiden (bijvoorbeeld door de vorming van methylcomplexen). Mineralisatie vindt plaats zowel tijdens het transport langs de kust als in sedimentatiegebieden, en kan zo van groot belang zijn voor de opname van zware metalen door organismen.

- 7.40 -

i

Figuur 7.8

' '

J

I

I

L.

Geschatte toevoer van de zware metalen lood, koper, chroom en cadmium in de Noordzee, in tonnen per jaar [44]

- 7.41 -

Metalen in de waterfase De in de Noordzee uitkomende rivieren leveren verreweg de grootste bijdrage in de belasting met zware metalen. Zoals blijkt uit figuur 7.8 is het met name de Rijn die hieraan een substantiële bijdrage levert. Vergelijken we de waterconcentraties in het zuidelijk deel met het centrale deel van de Noordzee (tabel 7.7a), dan zijn hier de maxima steeds 2 tot 10 maal hoger. Gezien de fysisch-chemische karakteristieken van zware metalen, is een grote fractie gebonden aan deeltjes, en de verspreiding van zware metalen is dan ook nauw gekoppeld aan slibtransport. Tabel 7.7b geeft de zwevend-stof gehalten in het Nederlands kustgebied, en de metaalconcentraties

(opgelost en totaal). Inbreng van slib door de rivieren,

maar ook de storting van onder meer vliegas en baggerspecie, leidt tot een zonering in gebieden waar effecten op kunnen treden [37].: • een directe mengzone of stortgebied, • een transportzone langs de kust, • een primair sedimentatiegebied. In de brakke mengzone in riviermondingen kunnen twee processen leiden tot verlaging van de aetaalconcentraties in het sediment: 1) vermenging van vervuild zoetwatersediment met relatief schoon zoutwatersediment, en 2) ionenuitwisseling tussen het zoute zeewater met hoge ionenconcentraties en het zoetwatersediment, waardoor gebonden zware metalen in oplossing gaan. Voorbeelden hiervan worden geïllustreerd in figuur 7.9a en b.

Uit de verzamelde gegevens over de metaalconcentraties blijkt de totale concentratie het hoogst in de Waddenzee, lager in het kustgebied en het laagst in de Centrale Noordzee. De gehalten in de Duitse bocht en de Zuidelijke bocht liggen steeds lager dan die in de Waddenzee.

Gechloreerde koolwaterstoffen in de waterfase De specifieke fysisch-chemische eigenschappen van deze groep van stoffen en de mogelijke effecten op organismen, maken dit tot een belangrijke groep van verontreinigingen. Evenals geldt voor de zware metalen is de verspreiding van organochlorinen voor een belangrijk deel gekoppeld aan slibtransport. Verhoudingen tussen de wateren sedimentconcentraties in de Noordzee geven aan dat organochlorinen in hoge mate in sedimenten accumuleren (1000-10000 maal). Het accumulerend vermogen van sediment is sterk afhankelijk van de fractie die kleiner is dan 63 pm (zie hoofdstuk 3).

- 7.42 -

A) Zuidelijke

Centrale

Oostelijke

Noord-Oost

Noordzee

Noordzee

Noordzee

Atlantische Oceaan

Cd

0,02-2,3

0,1-0,2

0,1-0,3

0,01-0,41

Cu

0,1-1,8

0,2-0,6

0,4-2,4

0,05-0,8

Ni

0,3-3,8

0,3-0,9

0,3-1,4

0,3-rO,7

Zn

0,8-11,2

0,6-5,8

1,9-8,6

1,4-7,9

Mn

0,7-4,0

0,1-1,5

0,4-1,1

0,03T0,09

B) zw.st. Cadmium

Omschrijving

Ug/1 mg/l Eems-Dollard

141

opg

Chroom Ug/1

tot

opg

tot

Koper

Lood

ug/1

Ug/1

opg

tot

opg

Zink

Kwik Ug/1

Ug/1 tot

opg

tot

opg

tot

0,06 0,13 0,56 10,44 2,01 5,59 0,21 8,69 3,15 24,59 0,05 0,11

Oostelijke Waddenzee

93

0,07 0,14 0,50

8,94 1,16 3,33 0,32 4,89 3,26 19,11 0,04 0,09

Marsdiep

54

0,13 0,21 0,55

4,82 1,12 2,80 '0,21 4,72 4,42 17,73 0,04 0,09

Kust NoordHolland (2 km)

16

0,16

Kust ZuidHolland (2 km)

13

0,15 0,16 0,50

2,00 2,05 2,40 0,35 1,82 6,27 10,91 0,02 0,02

Oosterschelde

-

0,10 0,16 0,49

2,60 1,06 1,57 0,44 1,71 2,23

Boven Terschelling (20 km)

4

0,07

-

-

0,60

0,67

-

-

1,90

1,88

-

-

0,26

0,34

-

-

5,49

2,91

-

0,02

-

6,14 0,02 0,03 -

0,02

-

* Oosterschelde: meetperiode 1-1-1982 tot 30-6-1982

Tabel 7.7

A: concentratie enkele zware metalen in de centrale Noordzee en in het Noord-Oosten van de Atlantische Oceaan (in Pg/1) [44] B: de aanwezigheid van zware metalen in brakke en zoute wateren in het Nederlandse kustgebied, gemiddeld over de periode 1-1-1980 tot 30-6-1981 [14]

- 7.43 -

Hg •20

MC

•500 • 16 .400

300 200

12 •12 • t

• 100 • 4 •

0

. 0

I- s 4 0

120 km

>Cd

MöQ«nov«n

Figuur 7.9

A: Gemiddelde gehalte aan zware metalen (koper, cadmium en kwik) in sediment uit de Elbe, ten opzichte van de afstand tot de zee [44]. B: Metaalgehalten in afgezette sedimenten van het Rijn/Maas estuarium [49]

- 7.44 -

Uit de beperkte gegevens blijkt dat voor de gechloreerde koolwaterstoffen een duidelijke concentratiegradient afwezig is. De gehalten in de Duitse Bocht zijn het hoogst, behalve voor dieldrin.

3

Concentraties in organismen

De hoeveelheid verontreiniging die in organismen bepaald is, kan betrekking hebben op het gehele organisme of op een enkel orgaan. Bij het meten van concentraties in organismen wordt het gehele organisme geanalyseerd, inclusief de niet werkzame hoeveelheid die aan de buitenzijde is geadsorbeerd, en ook de onverteerde of onverteerbare resten uit het maagdarm kanaal. Hoe kleiner de organismen zijn, des te meer zullen de meetwaarden hierdoor beinvloed zijn. De gemeten hoeveelheid verontreiniging kan gerelateerd worden aan één van de 'gewichten' van het organisme, zoals het totale vangstgewicht (natgewicht), het gewicht na volledige wateronttrekking (drooggewicht), het drooggewicht minus de zouten (asvrlj-drooggewicht) of het gewicht van het extraheerbare vet (vetgewicht). Hoewel er enkele globale omrekeningsfactoren zijn (om bijvoorbeeld concentraties op basis van drooggewicht om te rekenen naar natgewicht) is het toch problematisch om de verschillende gehaltes uit de diverse bronnen met elkaar te vergelijken en de resultaten te interpreteren.

Metalen in organismen Voor het N.d.c.p. is vrij veel informatie beschikbaar over de verdeling van weefselconcentraties in organismen. De Koek

[28] toont aan dat de

metaalgehalten in mosselen in 1980 globaal lager zijn dan in de periode 1971-1973 (tabel 7.8). De Koek en Marquenie [27] gebruiken uitgezette mosselen voor de bepaling van geografische heterogeniteit in weefselconcentraties. Uit hun waarneming kan geconcludeerd worden dat er gradiënten in weefselconcentraties optreden: • gehalten cadmium, koper, zink, lood, chroom, kwik en arseen (Cd, Cu, Zn, Pb, Cr, Hg en As) nemen af vanaf de Nieuwe Waterweg naar het Noorden. In de regio IJmuiden stijgen de gehalten cadmium, zink, lood, chroom en kwik (Cd, Zn, Pb, Cr en Hg) ten opzichte van het niveau van de locatie Zandvoort

- 7.45 PO vD O

CO 0 0 I A M3

< t PO l A l A 1»- 0 0 PO r l H i - I H H N H Ifl

00 00 r-

<

00 *tf

rH

r-4

CM «tf 0 0 N G ND O r-l f-l F"< F-l

•<ƒ O

00 NP f *

ON

O

r*> r-i PO -tf I A r - oo PM CM CM M3 I A
.0 fe

r-t

O

O

r-l

t-4 O

O

•^t CM N O 00 »A PM I A ON

F-l

PO <J-

NO

NO-IA

ON

NO

F-I

PM <J" CM

O

u \ 0 I A I A r * O N CM 0 0 00 IA 00 t-l 00 00 tA O

ON

• * uo o

^

IA

fH

O

rH O

O

O

oo

O vC O ( > 9 \ CO CO OÔ

IA P*

PO CM l A O* r - 0 0 r-* CM CM U0 i A PO

©

f » r-l PO CM i H 1 1 1 1 1

F-1

H

H

N

<-i O O O O O

O

^

oo
N

ri N N

f* O

o o o" o o o o

CO 1 1

1 1 PO f O O

1 1 1 1 CM F H N O O N rH FH O O

O O O

O O O

• * ^ 00 Cï Oh -tf

u-i ^

1 \0 O

O

^f

ui es et H I A N
r* IH oo < •* O O

O PO IA

*

O O i N

0,59-1, 0,43-0, 0,41-0,

o

0,26-0, 0,47-0, 0,39-0,

M3 oo o

427634571-1

(O ©"r-H* O* O bo BC

PO PO * * O «tf IA O r- -* >$ oo PO f*» CM P 4 H H H N ^ N CM co uo r-
FH F-I

r*

1 1 1 1 ) 1 1
1

F-I CM CM CM CO O CM CO O N O O N 0 0 r-4 F H CM F-4 F-4

1

1 1 1 1 1 CM r- PO PO r-* CM FH O oo NO H r t H H

sj o r* o

710-1 635-1 632-1

e

M

vO vO PM -tf PM
3 U

co O N ON fM

co m ©

ON I-I

tn

CM
1

1

«tf O O
1

1

i

1

O

H

h» 00 vf

00

O

O O M

^ I

r*

F-l FH F-*

1

M O

CM * * * * PO lA -d" PO

H

CM < t CM 0 0 f-. PO PO f ^ CM O N F-I N D I A O N

00 O ON O PO r-*

PO CM r - O - * O ON PO CM CM CM PM CM CM 1 ON

IA oo

30,8- 80 24,8- 91 17,1- 59

o

ON

F-l

24.4- 45 87,2-101 21.5- 28

F-l

1 N

f

>

t

O

"*

M

1 N

l A 0 0 0 0 00 00 00 NO

F-*

O

F*

r-l

\D

O

N

fH

r* r»

r*-

©

fH

fH

fH

•O

E o

o) r*.

m i »tf0)

CD * f-l M C 0» ft)

co -1 ,* W

r-*

» (0

0) ON co F-I

JJ bO C 0) F-l

JJ CA öö 4J

« (Q vi O.

* IJ CO •H

e.

i-I

4J

co

9 co "O ft) ft> ,H

co <0 p U 0

F-l

•H J J JJ JJ J* • H

-£

=*

r H O N O W*l N D l A l A 00 0 0 ND ND

N N M H

O

o o .-T

O

O

O

O

O

T3 --s 4J 10 O •e o p w tg FH FH

O

0) ft) N

--. W 0) H H w ft) ft) N

ctf *o C

H (0 H H 0 H (^ 11 ti o -o T3 1 B H H *o i o) ft) U *0 X 0 -^ O O 3 «

-C O (0

a1 c ft)c x,ft) t
il

Ë "O * 0 co co « ai « re 3 3 o W S* » M * ! O

to w »

( f O T )

Tabel 7.8

U

U

(U

e ft) 60 «

*>

*o

O O 00 J> H O

-H C 4J ft) >H > CO CV 0

« co o- a>

•H

CO

60 ft> C

£

<-4

•,C-O* «M

JJ co (0 3 flj i - H F-l •H oJJ u >N

I

•o FH
O

O

-4

sc

e

rö

B 0

O JJ JJ -r* i-* J3

4i 3 > co

<ƒ•

F* cfl CO i-i —i 0 O w ft)

JJ

« • O » O

ïfi

^ w t N^ ÏO T) ~4 ft) V

« 3 ^

h

3 0 J3

O-O

S

« «

w

^ 4)

PC r^ ft) « l ft) JS BC *0 FC Ü

4 ) F - I 4 ) 0 ' F J Ü W > >

0 > O M O 3 C 0 > H W

F-l

M « 0

« • O J J J J J J t f l r - 4 E t ) tü Ifl B) H -H

F H

x. OftitOP P^^!*:! 9 Z W3 ^ « 3 < ^ J2

a s u• f c2 H »
i—)

»-l

o. 0- •o ü

•H

M u

"n< j 3

4J

JJ M Q C Z N ^ - u r O *0 l ft) ft) C <-< • r l J-l 0

et

o. •o

* u

«>

F-l

B

01 K> U

CO

CO

*o P *5 ff C

r* Os

f-i

4J

^

FC

fH 1 00

m tfl

M

S

Ov

n et n! I H

FH

55

O

1"»

e*

1 01 0 0 CD f

13

ON

F-l

•o 0)

>H 0 0 <"> •* « 00

C M ^

l-i

o aH K

3

f«

8

o

PO O 1 f*-t PO t

C

NO

O

e

t A PO

V rM

r*. \C

e o uUI

01

<-> <s 1-

0 g 0 u

'S

4J JJ •H

£. =!_

ai a

01 01 M C

&r»l n

•0 Tl *-4 f-l

•w t4

tl 01 X. Jï U U « » h h

«1

l-l

B ro 01 u n w tfl It>

01

0 f - l f-H o ^ n • H 01 h

01 01 01 •0 U 4J TJ W tfl

J3

•o 0 oj H O »

U 01 ' H CO f - l f H

P M

ü> 00 ° u E 4J

01 0>

•0 t> fH

fH

oi oi oi .c JU: 01 O M

«

CO

s u u 01 tl 01

q

u

-o

to co

il

£ £ £ * o *

Metaalgehalten van enige tweekleppige schelpdiersoorten die werden toegepast a l s monitororganismen in Nederlandse kustwateren [28]

- 7.46 -

• mosselen die direct aan de kust verzameld werden hebben vele malen hogere weefselconcentraties dan die van locaties 2-4 km uit de kust. In open zee treedt

slechts geringe verhoging

op ten opzichte van het

(Atlantische) uitgangsniveau. Een dergelijke sterke gradiënt is ook waargenomen in het Elbe-estuarium waar parallel aan de afname in sedimentconcentraties bij mosselen, slakken, polychaeten en crustace'én afname van de weefselconcentraties optreedt [44]. Figuur 7.10 illustreert dit voor kwik iri garnalen. Voor de Nederlandse wateren concluderen de Koek en Marquenie [27] uit weefselconcentraties voor mosselen dat in ecotoxicologisch opzicht de ernstigste vervuilingsgraad bestaat in de Westerschelde (cadmium en PCB's) en een smalle kustzone van Zuid- en Noord-Holland (cadmium, koper, lood, PCB's en DDT).

0.15 mg/kg Hg (wt) 0.10 0.05

Figuur 7.10 In de richting van de zee is er een afname in het kwikgehalte van garnalen in de herfst van 1974. Gehalten in mg per kg natgewicht 44

- 7 47 -

In het kader van het JMP werden door het RIZA tussen 1979 en 1982 gehalten van verschillende zware metalen bepaald

in mosselen, garnalen,

bot(lever) en kabeljauw(lever) [39]. Enkele belangrijke conclusies zijn: • De gehalten lood, cadmium en zink (Pb, Cd en Zn) in mosselen uit de Westerschelde zijn hoger dan die uit de Oosterschelde, Eems-Dollard, meetpost bij Noordwijk en de Waddenzee. • Voor mosselen uit de Westerschelde is een toename waarneembaar in het cadmiumgehalte in de West-Oost-richting. • Het mediane chroomgehalte in garnalen in Waddenzee en Eems-Dollard is 3 a 4 maal hoger dan dat in garnalen uit de overige vangstgebieden. Voor de overige metalen kwik, lood, cadmium, koper en zink (Hg, Pb, Cd, Cu en Zn) lijkt geen systematisch verschil te bestaan tussen garnalen uit de verschillende vangstplaatsen. • Er wordt in het spierweefsel van bot uit de Waddenzee meer kwik aangetroffen dan in het spierweefsel van botmonsters van de vangstplaatsen Westerschelde, Noorden van Goeree, IJmuiden en Eems-Dollard.

Bovenstaande informatie en overige verzamelde gegevens worden in combinatie met de concentraties in de waterfase besproken in de volgende paragraaf (7.5.4).

Gechloreerde koolwaterstoffen in organismen Ook voor gechloreerde koolwaterstoffen in de Noordzee geldt dat de geografische heterogeniteit in weefselconcentraties, met name die van PCB's en DDT, beter bekend is dan de mogelijke effecten ten gevolge van die concentraties. Uit de PCB-gehalten in mosselen (figuur 7.11) blijkt dat de hoogste weefselconcentraties voorkomen bij de monding van de uitwaterende rivieren, de Rijn, de Maas en de Schelde. Uit dezelfde figuur blijkt dat de hoogste PCB-concentraties in schol aangetroffen wordt in de centrale Zuidelijke Noordzee. Concentraties PCB's, gamma-HCH en dieldrin in verschillende macrozoobenthossoorten in de Waddenzee zijn bij Texel hoger dan bij Terschelling, wat volgens Duinker et al. [12] verband houdt met de afnemende invloed van de Rijn in de Waddenzee van West naar Oost. Maximale HCB concentraties worden aangetroffen in de oostelijke Waddenzee die onder directe invloed staat

- 7.48 -

van het Eems-Dollard estuarium. De verzamelde gegevens worden verder besproken in de volgende paragraaf (7.5.4).

U

Figuur 7.11

0

100

100

000 ka

PCB-gehalten in schol (.) en mossel (x), op basis van natgewicht, mg/kg, 1974-1975 [44]

- 7.49 -

Ophoping in organismen In paragraaf 7.3.4 is uiteengezet dat er voor een aantal stoffen een vaste verhouding tussen de concentratie in het organisme en zeewater (bioaccumulatiefactor) of de concentratie in het organisme en voedsel (biomagnificatiefactor) bestaat. Deze factoren kunnen bepaald worden in laboratoriumproeven waarbij dergelijke stoffen in een enkelvoudige vorm aan organismen worden aangeboden.

Zoals in paragraaf 7.5.2 en 7.5.3 is aangegeven, zijn gegevens verzameld over concentraties in het water en in Noordzee organismen. Op basis daarvan is de ophopingsfactor te bepalen voor elk van de organismen. Deze ophopingsfactor is het resultaat van bioaccumulatie, blomagnificatie en stapeling. De resultaten van deze exercitie zijn weergegeven in de figuren 7.12, 7.13 en 7.14. Hierbij zijn gegevens voor afzonderlijke soorten gebundeld per organismegroep. In de figuren zijn de ranges uitgezet. Voor de berekening van de ranges in ophopingsfactoren is uitgegaan van de grootste

spreiding

in geïnventariseerde

meetresultaten,

zowel voor de

organismen, als voor het zeewater. De berekeningen zijn uitgevoerd op basis van de resultaten van twee meetprogramma's. Het betreft de onderzoeken naar de gemiddelde gehalten aan zware metalen in het Nederlandse kustgebied in 1982 [39] en de gehalten aan anorganische en organische microverontreinigingen in de periode 19791982 [35]. Ter hoogte van Noordwijk, IJmuiden, Breskens en Terschelling zijn de gehalten cadmium, chroom, koper, kwik, lood en zink in het zeewater en in mosselen, garnalen en kabeljauw en verder in levers van bot gemeten. Voor deze organismen zijn de accumulatiefactoren berekend, en grafisch weergegeven in de figuren 7.15 en 7.16.. Ter hoogte van Noordwijk, Breskens en Terschelling zijn de gehalten aan PCB's, a-HCH, y-HCH dieldrin, DDT en HCB gemeten in de levers van bot en kabeljauw en aan PCB's in mosselen en garnalen. De ophopingsfactoren 7.17.

zijn weergegeven in figuur

- 7.50

STOF

ORGANISME

-

OPHOPING IN DE NOORDZEE

FYTOPLANKTON ZOÖPLANKTON

D

BENTHOS

a

DEMERSALE VIS

<

PELAGISCHE VIS WARMBLOEOIGEN

FYTOPLANKTON

cc W

o. o se

ZOOPLANKTON BENTHOS DEMERSALE VIS PELAGISCHE VIS WARMBLOEOIGEN

FYTOPLANKTON ZOOPLANKTON

I

SENTHOS DEMERSALE VIS PELAGISCHE VIS WARMBLOEOIGEN

FYTOPLANKTON ZOOPLANKTON O

O O

BENTHOS DEMERSALE VIS PELAGISCHE VIS WARMBLOEOIGEN


I



LU je

se

BENTHOS OEMERSALE VIS PELAGISCHE VIS WARMBLOEOIGEN

I

10'

.10'

I0J

10"

10'

10?

10'

10°

10=

OPHOPINGSFAKTOR

Figuur 7.12

Ophoping van metalen in organismen. In deze figuur wordt ophoping in organismen uit de Noordzee weergegeven. De gemeten concentraties in de organismen zijn gedeeld door de gemeten concentraties in zee

- 7.51 -

STOF


ORGANISME

CHROOM

FYTOPLANKTON ZOOPLANKTON BENTHOS DEMERSALE VIS PELAGISCHE VIS WARMBLOEDtGEN

FYTOPLANKTON ZOOPLANKTON BENTHOS DEMERSALE VIS PELAGISCHE VIS WARMBLOEDtGEN FYTOPLANKTON ZOOPLANKTON BENTHOS DEMERSALE VIS PELAGISCHE VIS WARMBLOEOIGEN

FYTOPLANKTON ZOOPLANKTON BENTHOS DEMERSALE VIS PELAGISCHE VIS WARMBLOEOIGEN FYTOPLANKTON ZOOPLANKTON BENTHOS DEMERSALE VIS PELAGISCHE VIS WARMBLOEOIGEN FYTOPLANKTON ZOOPLANKTON BENTHOS DEMERSALE VIS PELAGISCHE VIS WARMBLOEDtGEN

t

TO'

io2 io3 ro* io5 io6 io7 io8 io9

cIPHOPINGSFAKTOR

Figuur 7.13

»»•

Ophoping van metalen in organismen. In deze figuur wordt ophoping in organismen uit de Noordzee weergegeven. De gemeten concentraties in de organismen zijn gedeeld door de gemeten concentraties in zee

- 7.52 -


ORGANISME

STOF


O

o

BENTHOS DEMERSALE VIS PELAGISCHE VIS ORG

WARMBLOEDIGEN FYTOPLANKTON ZOOPLANKTON

g

i

BENTHOS DEMERSALE VIS PELAGISCHE VIS WARHBLOEOIGEN

FYTOPLANKTON

z 5 o z

LU

ZOOPLANKTON BENTHOS DEMERSALE VIS PELAGISCHE VIS WARMBLOEDIGEN

FYTOPLANKTON

I

(X -_

ZOOPLANKTON

iJ UJ

BENTHOS

< Z

DEMERSALE VIS

* y

PELAGISCHE VIS

< u>

WARMBLOEDIGEN

X

FYTOPLANKTON

z

<

z

ZOOPLANKTON BENTHOS OEMERSALE VIS PELAGISCHE VIS WARMBLOEDIGEN

FYTOPLANKTON

ORG ,

ZOOPLANKTON

CD O Q.


1

10'

10'

10 = 10"

1o 7 ioa

10"

OPHOPINGSFAKTOR

Figuur 7.14

Ophoping van gechloreerde koolwaterstoffen in organismen. In deze figuur wordt ophoping in organismen uit de Noordzee weergegeven. De gemeten concentratie in de organismen zijn gedeeld door de gemeten concentraties in zee

7.53

-

C

O)

e

55

M

o o

25

•*

•u 0

u 01

>

.3 u o

CO

pa

c 01 13 H 01

f

>=5 H

01 >

t-t

i

*

auw

o o

B

•i-i

31

- Kab

U

2 w •"•**

l-l

o o

lever

"-i «rl

1 W l-l 01 H

rau

01 •0 •H •n • i-t

00

che

(0 01

IA 01

•d a e

•* w oi

oi

X

ö ss

"~l •l-l

^•^ tH 01 »»

ü •o u 0 Eo

s

C

•O

e

I-) H

U CO

M 01

l-l 01

> > 0) 01

r-l

i-t

60 C

r-l B

n

g

n U

3 ë e

SS „ O Bi O O H O ü CO Pu

Figuur 7.15

«o

•o o

.o

pi-

I Ophoping van zware metalen en gechloreerde koolwaterstoffen in mossel, garnaal, botlever en kabeljauwlever van diverse locaties aan de Nederlandse kust

r-t 01

w n

uw, lever Terschelling

Breskens pa

w

i—i :

SS

M

u

B 01

_

rH

I Moss

«

maal

.-

i

—

Bresk ens

C

4.i u

Bot , leve

i

ever

IJmuiden SS

*:• fB * o

IJmui

o

0

0

Bot , leve

*

n i——i

oordwij

•

—

I Mosse

r-l

ifli

'S

er

n O

dwij

0)

• m m L.

M

Noordwijk

2

Noordwi

ui

"*

baraaal 1 Noordwi

J«! ^ .1-1 .r-i

"-ï

Noor

r-l

>

•r-> •H

Garnaal

*2

Kabel auw, lever Terschelling

ever Breskens

11

IJmuiden

-

r

- 7.54 -

ë

o i

!

! _

o

w

H

H

3 o

2§ Ë

B r-J

u o

PER

M

O

<

ca Pu

:*:

ROOM

0 CO CTOR

w o SS

r-l t-J

i

,

33 CJ

Figuur 7.16 Ophoping van zware metalen en gechloreerde koolwaterstoffen in mossel, garnaal, botlever en kabeljauwlever van diverse locaties aan de Nederlandse kust

7.55

o o

o

«0

e

•p -Ht

BR

i-<

o o w u 41

X

H • *

•*-)[/!>•<

•H

C JU

U 0 0

» i-H 0) K -

<

pa — u •ca

z m | h 41 > 0) H

U 4> > 41 H

« -i-i rH 41 ,fi

1 . .5 i.1

j_j

0 O «i pa

__ <

pa

4

u o o

55 ^ !

1 pa

o K O V

„ Bü O H O O t-l <

pa ta

Figuur 7.17

o

PM

sa

2

=

en

i

O

si

pa


- 7.56 -

Aan de ophopingsfactoren zoals deze hier berekend zijn, zijn een aantal beperkingen verbonden: • De ranges in de ophopingsfactoren zijn nogal groot gezien de ranges in de waterconcentraties en de ranges in de concentraties in de organismengroepen. • De reeds eerder genoemde problemen rond biologische beschikbaarheid ten gevolge van speciatie en adsorptie zijn van invloed op de berekende waarden. Voor de berekening is gebruik gemaakt van de totale hoeveelheid verontreiniging in de waterfase, zonder te corrigeren voor dat deel, dat niet biologisch beschikbaar is. • Verklaringen voor de hoogte van de ophopingsfactoren moeten zowel gezocht worden aan de kant van het organisme (bijv. vetgehalte en vetsamenstelling) als aan de kant van het gedrag van metalen of gechloreerde koolwaterstoffen in de waterfase (oplosbaarheid, adsorptie aan zwevend sediment).

Uit experimenten is gebleken dat proefdieiren die voor bioaccumulatieproeven gebruikt worden, binnen enkele weken in evenwicht zijn met de aangeboden verontreiniging. Na plaatsing in^ schoon water, scheiden de testorganismen binnen een maand de verontreiniging weer uit (m.u.v. de irreversibel gebonden stoffen). Dit betekent dat veel organismen in de Noordzee in evenwicht verkeren met de omringende verontreiniging. Een punt van overweging is echter dat het bodemsediment nog niet in evenwicht is met de vervuiling van de waterfase.; Zelfs als de vervuiling in het water gelijk blijft, zal de vervuiling van het sediment nog tientallen jaren blijven stijgen (zie ook hoofdstuk 3 van deze nota). Een gevolg hiervan is, dat de blootstelling van benthische organismen aan vervuiling zal toenemen, en daarmee wellicht hun belasting met giftige stoffen.

Uit figuren 7.12 en 7.13 blijkt dat voor de verschillende zware metalen de ophopingsfactor globaal tussen de 10 en 10

ligt. Op basis van de vrij

grove methode van het aangeven van ranges kan niet geconcludeerd worden dat benthische organismen meer zouden accumuleren dan pelagische organismen. Wel wordt de maximale ophopingsfactor voor Cd, Cu en Pb aangetroffen bij het benthos. Gemiddeld lijkt de ophopingsfactor voor kwik voor alle organismen hoger te zijn dan voor de andere metalen.

- 7.57 -

Uit figuur 7.14 blijkt dat de ophopingsfactor voor organochloorverbindingen globaal tussen de 103 en 107 ligt, dus aanmerkelijk hoger dan voor zware metalen geldt. Uit de geïnventariseerde meetwaarden kan worden geconcludeerd dat de ophopingsfactoren voor gechloreerde koolwaterstoffen op basis van natgewicht toenemen binnen de organismengroepen in de volgorde phytoplankton, zooplankton, vissen, bentische organismen en warmbloedigen. Echter, op basis van vetgewicht verdwijnen de verschillen grotendeels. De hoeveelheden DDE, DDT, dieldrin, hexachloorbenzeen, hexachloorcyclohexanen

en PCB's ver-

schillen hooguit een factor twee op vetbasis voor alle organismen, warmbloedigen uitgezonderd. Hieruit mag geconcludeerd worden dat organochlorinen voornamelijk via passieve diffusie in de cellen van het organisme terechtkomen (paragraaf 7.3.2). Voor warmbloedigen ligt de situatie iets anders. Alleen voor hexachloorbenzeen en PCB's zijn de gehalten bekend in warmbloedigen (als geheel organisme). Deze gehalten liggen een factor tien tot dertig hoger op vetbasis, dan bij de overige organismengroepen. Dit geldt voor het totaalgehalte aan PCB's. Voor individuele isomeren kan het gehalte lager zijn. Dit verschil valt te verklaren uit het feit dat warmbloedigen deze verontreinigingen alleen via hun urine of gal kunnen uitscheiden, terwijl koudbloedigen deze stoffen kwijt kunnen raken doordat zij met hun kieuwen voortdurend in uitwisselingskontakt

staan met de zee, waar de concentratie

verontreinigingen lager is. Ook bij warmbloedigen is er sprake van een passieve evenwichtsinstelling, maar door de hoge concentratie in urine en gal ligt het evenwicht meer aan de kant van het organisme.

Tenslotte is het opvallend dat op basis van de berekende ranges in ophopingsfactoren voor demersale en pelagische vissen geen verschil tussen deze twee groepen vast te stellen is. Het onderscheid tussen deze groepen is gemaakt in de veronderstelling dat de blootstelling vanuit het sediment voor demersale vissoorten, met name platvis, groter zou zijn, en daardoor de belasting eveneens. De huidige gegevens bevestigen dit niet.

- 7.58 -

7.6

RISICO EVALUATIE PER STOF VOOR ORGANISMEN IN DE NOORDZEE

7.6.1

Gegevens over de relatie tussen concentratie en effect

Uit de literatuur zijn gegevens verzameld over de giftigheid van de verschillende stoffen, die opgesomd staan in tabel 7.1. Het betreft veelal resultaten van laboratoriumproeven waarin organismen aan gifstoffen zijn blootgesteld. Na verloop van tijd treden in zekere mate bepaalde effecten op. De concentratie-effect studies op laboratoriumschaal vormen noodzakelijkerwijs de hoeksteen van deze studie bij gebrek aan andere gegevens. In paragraaf 7.3.5 en 7.3.6 zijn reeds een aantal beperkingen van deze studies aangegeven. Zoals is gesteld in paragraaf 7.2 zijn die organismen gekozen die in de Noordzee voorkomen en zijn de verzamelde gegevens van alle organismen verdeeld over zes organismengroepen.

Vanwege de verschillende vormen waarin verontreinigingen beschikbaar zijn voor organismen en de invloed van de blootstellingsduur is het niet juist om het gevaar van een stof te beoordelen door de totale concentratie in zee te vergelijken met de toegevoegde concentratie in een laboratoriumproef. Indien wordt aangenomen dat schadelijke effecten bij organismen alleen optreden ten gevolge van opgenomen verontreinigingen, is het beter de weefselconcentratie in het organisme in de Noordzee te vergelijken met de weefselconcentratie die gedurende laboratoriumproeven worden opgebouwd. Het probleem van ontbrekende informatie omtrent de biologische beschikbaarheid wordt hiermee grotendeels omzeild (zie paragraaf 7.3.2 en 7.3.5). In het organisme moet echter nog steeds een onderscheid worden gemaakt in de toxische stof die in werkzame vorm en die in niet-werkzame vorm aanwezig is.

Nadere beschouwing van de verzamelde gegevens leert dat slechts sporadisch gegevens beschikbaar zijn van de weefselconcentraties die organismen gedurende een laboratoriumproef hebben opgebouwd. En zelfs als deze wel gegeven zijn blijft het probleem dat de verdeling over de verschillende weefsels kan verschillen bij (langdurige) opname uit zee en (kortdurende) opname bij proeven. Ook deze verdeling is bepalend voor de mate van

- 7.59 -

giftigheid. Om het giftigheidspotentieel van een verontreiniging aan te duiden, is toch gebruik gemaakt van concentraties in de waterfase. Het gaat hierbij om de verhouding tussen de concentratie in zee en de concentratie tijdens proefnemingen waarbij (net geen) effect optreedt.

Risico-quotiënt

Uit de voorafgaande paragrafen blijkt dat vele factoren invloed hebben op de opname van toxische stoffen, en de verdeling over de verschillende weefsels, terwijl de giftige stoffen onderling eikaars werking kunnen beinvloeden. Hoewel zeker is dat nog vele gegevens ontbreken, en van de beschikbare een deel eigenlijk niet bruikbaar is, zal toch een poging worden gedaan om aan te geven welke stoffen op dit moment het meest bedreigend zijn, en voor welke van de zes organismegroepen.

Zoals gezegd is de concentratie van een bepaalde stof in zeewater niet eenduidig maatgevend voor het risico van het optreden van schadelijke effecten. Een indicatie van het risico - en niet meer dan dat - kan verkregen worden uit de verhouding tussen de zeewaterconcentratie en de laagste concentratie waarbij in een laboratoriumexperiment effecten zijn waargenomen. Voor deze verhouding wordt hier het begrip risico-quotiënt gebruikt, en geeft als het ware een 'worst case'.

Het risico-quotiënt kan voor elke stof, van elke organismegroep, op zuiver objectieve criteria vastgesteld worden. Pas wanneer risico-quotiënten toegepast gaan worden, om bijvoorbeeld normen vast te stellen, komen normatieve aspecten, zoals veiligheidsfactoren en de aanvaardbaarheid van effecten aan de orde. In dit hoofdstuk wordt op deze normatieve aspecten niet ingegaan.

Het risico-quotiënt is gebaseerd op de verhouding van de laagste gerapporteerde concentratie waarbij sterfte, een sublethaal of net geen effect optreedt bij een bepaalde (organisme)groep versus de hoogste concentratie die gemeten is in het veld (de Waddenzee, kustgebied of Noordzee). Het risico-quotiënt is getalsmatig gelijk aan de hoogste concentratie van een toxische stof in het zeewater, gedeeld door laagste concentratie waar-

- 7.60 -

bij een toxisch effect optreedt. Hoewel er naar is gestreefd om representatieve gegevens te gebruiken om dit risico^quotient te berekenen, zou een statistische bewerking van alle gegevens mogelijk een verbetering kunnen zijn ten aanzien van de hier gevolgde methode. In de figuren 7.18 t/m 7.20 zijn de onderzochte stoffen volgens toenemend risico gerangschikt, waarbij de gevaarlijkste stof bovenaan staat. Als het risico-quotiënt groter is dan 1, dan zal de concentratie in zee aanleiding tot effecten kunnen geven. Deze situatie kan als onaanvaardbaar worden beschouwd, afhankelijk van het optredend effect, en het belang dat daaraan wordt toegekend. Als het risico-quotiënt net onder de waarde 1 ligt, dan is er sprake van een gevaarlijke situatie.

3

Conclusies Op basis van de gegevens en de berekende risicoquotiënten kan het volgende worden geconcludeerd: • Van geen enkele stof ligt de concentratie in zee boven de minimale lethale concentratie volgens laboratoriumproeven. • Van de volgende stoffen ligt de concentratie in zee boven de concentratie waarbij sublethale effecten optreden volgens laboratoriumproeven: IJzer, centrale Noordzee en kust PCB

, centrale Noordzee, kust en Waddenzee.

• Van een aantal stoffen ligt de concentratie in de zee minder dan een factor tien onder de concentratie waarbij een sublethaal effect optreedt. Te weten: Cadmium, centrale Noordzee, kustgebied en Waddenzee Lood

, Waddenzee

Zink

, kust.

• Van de volgende stoffen ligt de concentratie in zee boven het No Effect Level, bepaald volgens laboratoriumstudies: Koper, centrale Noordzee, kust en Waddenzee Kwik , Waddenzee.

- 7.61

RISICO-QUOTIËNT

CENTRALE NOORDZEE

W

2 rx u

10 i

ZEE

Cu

i — •

10"

;; K » . ' , t . c u 1

Cu

Hf

• Hg

.'.

' PCB

«... ,,pb,pca "Cu Dieldrin

'Pb,

I O" .

N 10"

1

Zn,DOT

U U T

•' H f . M 1

"

-, Cf N:

D O T , Oisldrin

" Cr

P C B , F«

ÜJ LL

i Cu

Jtt-

< < X

• PCE 1

_CjJ1

Zn Zn

Hg.Cd PB

hUJ

Hg

é

Divldrin

3

"WT ÜJ ÜJ fsl

11 Endrin • Cd

LU 10

a h-

ZEE ÜJ

> ÜJ

Z UJ

Hg

s:

-Hf\ Dieldrin Cr Cd

UJ

fc

10

o z

to"

8

10"

UJ

o z

1 0'

J

FVTO PLANKTON

Figuur 7.18

ZOO PLANKTON

1 O"

' Bwdfiw

8ENTHOS

DEMESALE

PELAGISCHE

VIS

VIS

WARMBLOEDIGEN

Risico-quotiënt. De hoogste concentratie verontreiniging in de centrale Noordzee is vergeleken met de laagste concentratie waarbij in het laboratorium effecten optraden. Dit geeft de wórst-case benadering. Alleen de resultaten van de gevoeligste organismen zijn weergegeven. In de figuren komt de 'gevaarlijkste' stof bovenaan te staan.

- 7.62 -

RISICO-QUOTIËNT

KUST

w

2

u

<x

r„

ÜJ ir» > Cu 1

H*i

*9

ZEE ,- I

10 > p c a . Cu 1 Cd, Hg " OOT.Pb

,,

10 »

' 00T

"' £ *

;: pca , H C H ."

pca

u/-u

-

HCH

10

' Oltldrin

< Zn

, er

0OT

"

c

' 10

•r-f» > PC8

10

Mi

ZSE

Ü.

U. UI

< <

Cu Hg I PCB 1 Pb

X

25

Cd

JÜL ' Cd,Hf

H9 " Cd

i 88T 1 DMdrin

OOT, Oitldrin

3 Si-

10

JSJL,

10

zee MS

Cu

LU

io" »9 duldrM Cr Cd

2C

t

ÜJ

io' 10*

O

z

1 0' 10* PVTO PLANKTON

Figuur 7.19

ZOO PLANKTON

8BNTHOS

OEMeSALS VIS

PELAOISCHE VIS

WARHSLOEOICEN

Risico-quotiënt. De hoogste concentratie verontreiniging in het kustgebied is vergeleken met de laagste concentratie waarbij in het laboratorium effecten optraden, pit geeft de worst-case benadering. Alleen de resultaten van de gevoeligste organismen zijn weergegeven. In de figuren komt de 'gevaarlijkste' stof bovenaan te staan.

- 7.63

-

WAODENZEE

RISICO-QUOTIËNT

W

10 »

}

u. cc Ui I—

m

zei

Cu CU ' Pb

i Cu

:

. Ha

,HC'H

10'

Mg

PD

Cd

i o" • Cu

' Zn 1

PCB 1

Oiddrtn

••

PC3 H C H , PCB Cr.Otaidrin

ia" •'

HCH

Oiddrin

10"

Hg

i o*

Ui

fc Ui Ui

2 UJ

1 O •x.

Ui

u. u. Ui

< < X

'PCB 'i Hg ,Cu » Pb

2 Ui

Cu

Zn

u

" Zn

z

Hg l_£Lfl_

. Ha.

Cd

8

Oftldrln

Ui UI N

3 11

Sndrin 'LCd

10

UJ 10

-tttt.

ZEE

Ui

>

Ui

10" Hg

Ui

-er

u.

..P iel ij r in ,

v~ Z

ö

i

Cd

Ui

O

z « emir» l*YTO PLANKTON

uur 7.20

ZOO PLANKTON

BENTHOS

OEMESAIE VIS

PÏLAGISCHE VIS

WARHSLOEOIOEN

Risico-quotiënt. De hoogste concentratie verontreiniging in de Waddenzee is vergeleken met de laagste concentratie waarbij in het laboratorium effecten optraden. Dit geeft de worst-case benadering. Alleen de resultaten van de gevoeligste organismen zijn weergegeven. In de figuren komt de 'gevaarlijkste' stof bovenaan te staan.

- 7.64 -

• Van de volgende stoffen ligt de concentratie in de weefsels van vis boven de concentratie waarbij effecten zijn waargenomen bij laboratoriumstudies. DDT, kust [1, 42] PCB, centrale Noordzee [21, 25]. • Van kwik is waargenomen dat in verschillende gebieden de concentratie in weefsel van vis minder dan 3 maal kleiner was dan die waarbij sublethale effecten optraden [22, 23, 42].

In tabel 7.9 is samengevat welke stoffen boven de zeeconcentratie uitkomen, waarbij sterfte, sublethale effecten of net geen effecten optreden, of waarbij de concentratie in zee minder dan een factor tien (arbitrair gekozen) verschilt

van de concentratie waarbij bovengenoemde

effecten

optreden.

In tabel 7.10 wordt een overzicht gegeven van de toxische stoffen, die op dit moment wellicht bedreigend zijn voor het Noordzee ecosysteem. Van deze zware metalen en gechloreerde koolwaterstoffen wordt achtereenvolgens de toxiciteit, de norm(en) en de actuele concentratie in zee aangegeven. De vermelde waarden voor het N.E.L. en de lethale concentratie zijn de laagst gerapporteerde waarden.

- 7.65 -

1Cust

Centrale Noordzee

Stof

0,1 < RQ < 1

RQ > 1 Cadmium

Koper

RQ > 1

sublethaal (0,3) N.E.L. (14)

lethaal (0,2)

Kwik

0,1 < RQ < 1

Waddenzee RQ > 1

sublethaal (0,3) N.E.L. (12)

sublethaal (0,3)

0,1 < RQ < 1 sublethaal (0,3)

lethaal (0,2)

N.E.L. (33)

lethaal (0,5)

sublethaal (0,3)

N.E.L. (1,5)

sublethaal (0,8)

Lood

sublethaal (0,2)

IJzer

subleth. (4,5)

subleth. lethaal (9,5) (0,1)

Zink

sublethaal (0,1)

HCH

lethaal (0,1)

PCB

subleth. (4,8)

R.

subleth. (1,4)

lethaal

concentratie in zee concentratie effect in het lab : sterfte van de proefdieren

subleth.

: toxisch effect bij de proefdieren

N.E.L.

: concentratie waarbij net geen effect optreedt

( )

: tussen de haakjes staat het risico-quotiënt

R0

Tabel 7.9

. _

subleth. (3,4)

.

Overzicht van verontreinigingen waarvan de concentraties die effect kunnen veroorzaken minder dan een factor tien onder de concentratie in zee liggen. Tussen haakjes staat de waarde van RQ

Naam

Stof

Toxiciteit

Normen

1

2

3

4

5

N.E.L.

subl.

leth.

norm

Cadmium

<1

Chroom

1.000

Endrin

ppb

ppb

ppb

ppb

ppb

ppb

ppb

1

6,3

5

0,06

0,02-0,03

0,22

0,25

0,25

0;15-0,5

2,5

3

0^2 -0,3

33.000

150

<0,001

Tabel 7.10

200 1,4

0,2

3

3

6

1

0,1

0,01

0,0025

0,05

0,05

0,15

3,4

0,02

1,5

2,8

4,7

8,4

4,8

340 8

8

0,3-0,4

1,5

250

12

0,3-0,4

6

0,1

0,12

0,001

0,0012

; 0

10.10~7

1

0,5

0,003

0,005

0

0,0006 7

0,001

10

14

25.000

0,01

zee

[45]

120

HCH PCB

Wadden-

ppb

800

0,03

kust

Noordzee

Noordzee

Nikkel

0,1

Centrale

[44]

0,1

Dieldrin

ref.waarde At1*Oceaan

(LC)

0,2

<1

beoordelings

(SLC)

0,05

DDT

9

EPA

Koper

<120

8

conc.

Kwik

Zink

7

conc.

8

<150

6

niveau

ppb

Lood

Concentratie

6.10"7 0,0007

0,0002 4.10"7

0,05

0,004

0,005

0

3.10"

0,17

0,004

0,0017

o

0,002

0,020

0,006

0,1

0,001

0,0001

0

0,0048

0,0034

0,0014

Overzicht resultaten met betrekking tot toxiciteit, normen en concentraties in zee van enkele metalen en gechloreerde koolwaterstoffen [44, 45]

- 7.67 -

CONSUMPTIEVE WAARDE VAN VIS EN VISPRODUKTEN Zoals eerder is gesteld (paragraaf 7.3.5 en 7.5.3) moet er wat betreft opname van toxische stoffen onderscheid gemaakt worden tussen koudbloedigen en warmbloedigen, zoals zeevogels, zeehonden en de mens. De warmbloedigen kunnen onderverdeeld worden in de groep die bijna uitsluitend afhankelijk is van voedsel uit de zee (zeehonden, walvissen en zeevogels) en de mens die hiervan slechts voor een klein deel afhankelijk is.

Consumptie door zeevogels en zeehonden Warmbloedigen krijgen de giftige stoffen die in vissen zitten rechtstreeks binnen bij consumptie. Biomagnificatie is aanzienlijk voor DDT, PCB's, kwik en cadmium (paragraaf 7.5.2 en de figuren 7.13 t/m 7.15). De effecten van deze verontreiniging staan beschreven in paragraaf 7.4. Voor twee stoffen, t.w. PCB's en kwik, is uit metingen en/of extrapolatie vastgesteld

bij welke

concentraties

in het voedsel

(vis) schadelijke

effecten optreden bij predatoren. Deze resultaten staan vermeld in tabel 7.11.

Stof

Organisme

Effect

Concentratie in voedsel Noordzee ppm

Ref.

PCB

Zeehond

?

geen reprod.

0,01 -8

[45]

PCB

Vogels

0,2

Afwijk.

0,01 -8

[31]

PCB

Vogels

1

Sterfte

0,01 -8

[31]

Hg

Vogels

0,5

Invloed

0,01 -1,8

[41]

Drins

Vogels

?

Sterfte

0,001-0,050

[29]

Tabel 7.11

Concentratie in voedsel Proef/Berek. ppm

Overzicht concentratie gifstoffen in voedsel van warmbloedigen en de veroorzaakte effecten

- 7.68 -

De conclusie is dat de verontreiniging door PCB's en kwik (deze tabel) en door drins (paragraaf 7.4) bedreigend is voor het voortbestaan van zeehonden en zeevogels. Deze conclusie kan niet getrokken worden voor de mens, aangezien hij, hoewel op hetzelfde trofische niveau, veel minder vis consumeert.

Menselijke consumptie Ook de mens krijgt via de consumptie van vis en weekdieren giftige stoffen binnen. Voor een aantal stoffen is de totale hoeveelheid vastgesteld, die een mens per dag binnen mag krijgen. Dit is de "Aanvaardbare Dagelijkse Inname" (ADI). De ADI wordt uitgedrukt in hoeveelheid tóxicans per kilogram mens per dag of in hoeveelheid tóxicans per hoofd per dag. In tabel 7.12 worden gegevens vergeleken van de feitelijke dagelijkse inname van drie metalen en drie gechloreerde koolwaterstoffen uit vis en andere consumptiebronnen met normen voor de dagelijkse inname (ADI-waarden) [55]. (Koper staat in deze tabel niet vermeld, omdat het, bij orale opname, pas in grote hoeveelheden giftig is.)

1

Conclusies ADI De dagelijkse inname van cadmium, kwik en lood uit vis en schelpdieren door de mens, zoals opgegeven door het RIKILT [52] (tabel 7.12) ligt binnen de in deze studie berekende range, zij het op de ondergrens. De lage(re) waarden van het RIKILT kunnen veroorzaakt worden door het ontbreken van organen en graten bij de analyse, aangezien uitgegaan wordt van de eetbare delen van het produkt. Cadmium en lood kunnen in de graten worden ingebouwd, terwijl de lever voor veel stoffen de verzamelplaats is.

De ADI voor cadmium kan dicht benaderd worden door de consumptie van gehele schelp- en weekdieren, en voor kwik door 'overige zeevis'. De ADI voor dieldrin wordt al overschreden zonder de consumptie van vis. Er dient bedacht te worden dat de hoeveelheid geconsumeerde vis berekend is 'per hoofd'. Als gecorrigeerd wordt voor de mensen die geen vis eten, komt de belasting voor viseters hoger te liggen. De ADI Is echter niet goed bruikbaar als beoordelingsnorm, aangezien de opgenomen hoeveelheid verontreinigingen via voedsel, water en lucht een zeer grote spreiding vertoont.

- 7.69 -

STOF

PRODUKT

DAGELIJKSE INNAME via vis (totaal)

X)

Pg/dag Cadmium

Kwik

Lood

DDT

Dieldrin

PCB's

Tabel 7.12

Haring Zeevis Weekd.

0,07- 2,00 0,02- 6,10 0,12- 9,20

Totaal

0,21-17,30


0,07- 4,00 0,15-25,0 0,09- 3,50

Totaal

0,31-32,50


0,26- 2,60 0,15-11,00 1,70-17,00

Totaal

2,11-30,60


0,07- 0,40 0,03- 0,38 0,36- 0,35

Totaal

0,36-1,13


0,03- 0,30 0,15- 0,22 0,01- 0,11

Totaal

0,19- 0,63


0,26- 9,90 0,15-25,00 0,09- 2,00

Totaal

0,50-36,90

NORM

DAG.INN.

via ander

ADI

via vis

voedsel '

3)

(produkt)4)

Pg/dag

50

Pg/dag

60

Pg/dag

0,32

6

43

1,6

300

430

2,1

25

350

10

7

10

150

Inname van verontreinigingen via voedsel 1) Uitgegaan is van een consumptie van 12,9 kg vis en visprodukten per hoofd per jaar (peiljaar 1981, bron: Produktschap van Visserij) verdeeld over haring (2,4 kg), overige zeevis (5,6 kg) en schaal- en weekdieren (3,2 kg). De herkomst van het produkt is niet bekend. De verontreinigingen in vis is op basis van de gegevens uit paragraaf 7.5 (betreft consumeerbaar plus niet-consumeerbaar deel) 2) [11] 3) [55] 4) [52, 53]

- 7.70 -

Produktnormen Er zijn normen op komst voor cadmium, lood,; kwik en PCB voor de concentraties in vis en visprodukten, zoals weergegeven in tabel 7.13 [38]. Als de gemeten concentraties in organismen (die voor deze studie verzameld zijn) vergeleken worden met tabel 7.13 blijkt dat deze ontwerpnorm niet overschreden wordt door lood en nauwelijks door kwik. De norm voor cadmium (op produktbasis) kan overschreden worden door vis en schelpdieren (hele organisme). In onderstaand staatje wordt aangegeven waar de cadmiumconcentraties in het gehele organisme de normcpncentraties voor het produkt overtreffen.

Norm

Cadmium Mossel

totaal 4

ppm natg. Kiel

1978-80

Mossel

totaal 1,1 ppm natg. Kust

Kabeljauw

totaal 0,4 ppm natg. Noordzee

Schol

totaal 0,2 ppm natg. Noordzee

1,0 1,0

[35]

1974-76

0,05

[22, 23]

1974-76

0,05

[22, 23]

Cadmium

Lood

Kwik

Vis

0,05

0,5

1,0

Schaaldieren

0,3

1,0

Schelpdieren

1,0

0,5 2,0

PCB

1,0

5 15

Paling/aal Vislevers Makreelachtigen Overige vissoorten

Tabel 7.13

[19]

3 1

Ontwerpnorm voor cadmium, lood en kwik en PCB's in vis, visprodukten en weekdieren; in mg per kg produkt (ppm) [38]

De ontwerpnorm voor vislevers voor PCB's is vastgesteld op 15 mg per kg produkt, Kabeljauwlever kan deze norm overschrijden, zoals in onderstaand staatje is weergegeven. De ontwerpnormen voor PCB's voor paling en aal, makreel-achtigen en overige vissoorten zijn Vastgesteld op respectievelijk

- 7.71 -

5, 3 en 1 mg PCB's per kg produkt (ppm). Ook deze norm zou in het verleden overschreden zijn door sprot, makreel en haring. Hierbij de kanttekening dat van de onderstaande metingen niet duidelijk is of deze op produktbasis bepaald zijn. Norm

PCB's Kabeljauw

lever

27

ppm na tg. Zuid. NZ

1977

15

[26]

Kabeljauw

lever

23

ppm na tg. Zuid. NZ

1979

15

[25]

Kabeljauw

lever

20

ppm na tg. IJmuiden

1974

15

[25]

Kabeljauw

lever

16

ppm na tg. Centr. NZ

1978

15

[26]

Makreel

totaal

4,4 ppm na tg. Den Helder

1972

3

[10]

Makreel

totaal

3,8 ppm natg.

W.v.DenH.

1973

[10]

Sprot

totaal

1,2 ppm natg.

Zuid. NZ

1977

3 1

Haring

totaal

1,2 ppm natg. Noordzee

1976

1

[22, 23]

[26]

Opgemerkt dient te worden dat meer recente waarnemingsresultaten van PCB's betrouwbaarder zijn dan oudere, doordat de chemische analyses sterk verbeterd zijn.

DISCUSSIE EN CONCLUSIES In de inleiding van dit hoofdstuk zijn drie doelen geformuleerd met betrekking tot deze toxicologische beschouwingen van de Noordzee, i.

Het aangeven van de effecten en risico's van de lozing van toxische stoffen op het ecosysteem Noordzee,

ii.

Het aangeven van de effecten en risico's voor de mens.

iii. Het aangeven van lacunes in de kennis.

. 1 Risico's voor het ecosysteem Op de Noordzee wordt een onbekend aantal min of meer toxische stoffen geloosd. De belasting met toxische stoffen vindt plaats via de rivierafvoeren, dumping van baggerspecie, directe dumpingen vanaf schepen en depositie vanuit de atmosfeer. Niet alle stoffen kunnen bij de risico-analyse in beschouwing worden genomen. Met name de groep organische stoffen is erg

- 7.72 -

groot. Van een groot aantal is bovendien de belasting, voor zover bekend, erg klein, de concentraties mede door verdunning op zee niet meetbaar, en/of ontbreken voldoende toxicologische gegevens. Deze studie beperkt zich tot een aantal geselecteerde stoffen. De gebruikte criteria voor selectie komen overeen met de criteria toegepast bij de samenstelling van de "zwarte" en 'grijze" lijsten. In tabel 7.1 is een overzicht gegeven van de beschouwde stoffen.

In deze studie zijn vanuit drie invalshoeken de effecten en risico's van de lozing van toxische stoffen over het ecosysteem geanalyseerd: a. waargenomen effecten in de Noordzee b. concentratie en ophoping in organismen c. concentratie-effectstudies, veelal op laboratoriumschaal. Met betrekking tot de waargenomen effecten kan geconcludeerd worden dat schadelijke toxische effecten op fytoplankton, zooplankton, en zoobenthos (nog) niet zijn waargenomen. De huidafwijkingen die bij verschillende vissoorten worden waargenomen zijn zorgwekkend, maar laten zich vooralsnog niet eenduidig toeschrijven aan specifieke oorzaken. Slechts bij verschillende warmbloedige eindpredatoren, met name vogels en zeehonden in het Waddengebied, zijn inderdaad schadelijke effecten waargenomen die zich met grote zekerheid toe laten schrijven aan de accumulatie van organochlorinen. Deze eindpredatoren kunnen met name voor het risico dat de mens loopt door vervuiling van de zee als 'gids-organisme' gebruikt worden, gezien de overeenkomstige plaats in het voedselweb, en de grote fysiologische en biochemische overeenkomsten.

Bij een toxicologische beschouwing ten behoeve van het waterkwaliteitsbeleid kan niet volstaan worden met alleen een beschouwing over waargenomen effecten. Het beleid dient ook gestoeld te worden op risico's voor de langere termijn. Zeker voor een groot, traag reagerend systeem als de Noordzee, waarin effecten vaak pas laat gesignaleerd worden - maar dan ook irreversibel kunnen zijn - zou je kunnen stellen dat "als je bepaalde effecten signaleert, het al te laat Is". Het feit dat het aantal waargenomen effecten nog beperkt is, is dan ook bepaald geen geruststellende conclusie. Vandaar dat ook langs andere wegen getracht is meer zicht te krijgen in de mogelijke risico's voor het ecosysteem als gevolg van de lozing van toxische stoffen.

- 7.73 -

De toxische effecten op organismen worden voor een belangrijk deel bepaald door de mate waarin de organismen worden blootgesteld en deze blootstelling leidt tot ophoping. De blootstelling is sterk afhankelijk van de verspreiding van de toxische stoffen en de biologische beschikbaarheid van de toxicantia. In hoofdstuk 2 en 3 is op de verspreiding ingegaan. Uit deze hoofdstukken blijkt dat er redelijk inzicht is in de verspreiding van toxische stoffen in de waterfase, veel minder in het slibtransport, de fracties van de toxische stoffen in water opgelost, in zwevend sediment en in bodemsediment, over uitwisselingsprocessen tussen deze 3 compartimenten, en over de verdere speciatle. Dit betekent ook dat de biologische beschikbaarheid van zowel zware metalen als organische microverontreinigingen slechts zeer ten dele bekend is. Uit metingen van concentraties in weefsels van organismen is echter wel een indicatie te krijgen over de mate van blootstelling, zeker voor een onderlinge vergelijking tussen diverse locaties. Op basis van monitoringprogramma's met mosselen concluderen de Koek en Marquenie [27] dat in de Nederlandse kustwateren de ernstige vervuilingssituatie

bestaat

in de

Westerschelde (cadmium, PCB's) en de strandzone van Noord- en Zuid-Holland (cadmium, koper, lood, PCB's, DDT en derivaten daarvan). Uit de gepresenteerde waarden voor de concentraties in water en organismen blijkt dat er een verrijking aan verontreiniging heeft plaatsgevonden in de organismen. Deze ophoping is zowel van belang voor de uiteindelijke toxische werking als voor de gevolgen voor consumptieve waarde.

De ophoping van toxische stoffen in organismen kan plaatsvinden tot een bepaalde evenwichtsconcentratie wordt bereikt. Deze reversibele binding kan tot stand komen door opnamen via de waterfase (bioaccumulatie) en opname via voedsel (biomagnificatie). Ook kan er sprake zijn van een irreversibele binding waarbij de concentratie in het weefsel blijft stijgen. Men spreekt dan van stapeling. Het is echter moeilijk om deze opnameprocessen in het natuurlijk milieu te onderscheiden. Om deze reden is een ophopingsfactor gedefinieerd: de gemeten concentratie in de organismen gedeeld door dè gemeten totaalconcentraties in de zee. Beperking bij het gebruik van deze factor zijn onder meer de grote ranges in waargenomen concentratie (o.m. door analytische problemen), het feit dat geen rekening

- 7.74 -

is gehouden met biologische beschikbaarheid, en de benadering niet geldt voor echte bodemorganismen. De belangrijkste conclusies zijn dat de ophoping voor DDT, endrin, methylkwik en PCB het hoogst is, en bij metalen kwik meer stapelt dan zink, cadmium of koper. Cadmium blijft echter stapelen (irreversibel proces). Uit proeven blijkt dat bij plaatsing van organismen in schoon water, zich veelal binnen een maand een evenwichtssituatie instelt, met uitzondering van de irreversibel gebonden stoffen. Met betrekking tot het bodemsediment moet echter beseft worden dat bij gelijkblijvende belasting van de Noordzee de gehalten aan toxische stoffen nog tientallen jaren blijven stijgen (hoofdstuk 3) en dientengevolge ook de belasting van benthische organismen zal toenemen. De ophopingen betekenen een verhoogd risico voor organismen, al hoeven ophopende stoffen op zichzelf niet toxischer te zijn dan nietophopende stoffen. Ten aanzien van het transport van toxische stoffen via de voedselketen kan geconcludeerd worden dat voor koudbloedigen de opname van metalen via voedsel over het algemeen een ondergeschikte rol speelt. Voor organochloor verbindingen is opname uit het voedsel waarschijnlijk van groter belang. Voor deze stoffen geldt dat de hogere concentraties op hogere trofieniveaus voor een belangrijk deel verklaard kunnen worden uit verschillen in vetgehalte.

Door

concentratie-effectstudies

op laboratoriumschaal kunnen directe

relaties gelegd worden tussen de mate van blootstelling en het effect op een bepaald organisme. In dit hoofdstuk zijn de resultaten van deze beschikbare standaardtoetsen op dit terrein c.q. de bepaling van de lethale dosis, sublethale effecten en "no-effect-levels" (N.E.L.) gebruikt voor de bepaling van risico's van toxische stoffen voor organismen. Dit is gebeurd middels de definiëring van het risico-quotiënt: de hoogste concentratie van een toxische stof in het zeewater in een bepaald gebied gedeeld door de laagste concentratie waarbij sterfte, eeii sublethaal c.q. geen effect optreedt. Uit de resultaten blijkt onder meer dat van geen enkele stof de concentratie

boven de lethale concentratie volgens laboratoriumproeven

ligt, maar voor ijzer en PCB wel boven het sublethale niveau. Voor koper ligt het gehalte boven het "no-effect-level". Voor koper, ijzer en HCH liggen de concentraties in het kustgebied minder dan een factor 10 onder

- 7.75 -

de concentratie waarbij lethale effecten zijn waargenomen. Voor cadmium, lood, zink en HCB is de concentratie in zee minder dan een factor 10 onder de concentratie waarbij een sublethaal effect optreedt. Voor verdere conclusies zie 7.6.4.

Samenvattend kan het volgende geconcludeerd worden. Voor de centrale en noordelijke delen van de Noordzee bestaat geen grond om acute of chronische schade door vergiftiging van zware metalen of andere microverontreinigingen te veronderstellen. Daarentegen is wel een aantal effecten waargenomen in de kustgebieden en de Waddenzee, waarvan met name de chronische toxische effecten bij een deel van de zeehonden-populatie op de Wadden zorgen baart. De waargenomen effecten bij grote warmbloedigen hebben een belangrijke

functie als waarschuwingssignaal

voor de mens. Ziektever-

schijnselen bij met name de demersale vispopulaties lijken in de kustwateren en de Duitse Bocht frequenter op te treden dan voorheen. Een combinatie van beinvloedingsfactoren speelt hier wellicht een rol. Te lage zuurstofgehalten verhogen het risico voor vissen. Dit wordt zowel veroorzaakt door direct zuurstoftekort als door grotere blootstelling aan verontreinigingen ten gevolge van een grotere hoeveelheid water, die langs de kieuwen moet stromen (zie 7.3.4). Er is geconcludeerd dat er voor zover nu bekend zorg bestaat voor het ecosysteem door met name de aanwezigheid van cadmium, lood, zink, koper, kwik, PCB's, HCH en DDT. Deze conclusie dient echter bezien te worden in het licht van een aantal beperkingen die noodzakelijkerwijs - door gebrek aan gegevens - aan deze studie ten grondslag hebben gelegen (zie paragraaf 7.8.3).

7.8.2

Risico's voor de mens Er is alleen uitgegaan van risico's veroorzaakt door de consumptie van vis, schaal- en schelpdieren en visprodukten. Het is gebleken dat de (ontwerpvormen voor microverontreinigingen in vis en weekdieren waarschijnlijk overschreden worden door cadmium en PCB's. De

'Acceptable Daily

Intake' (ADI, gebaseerd op normen WHO) van cadmium kan onder bepaalde omstandigheden worden overschreden door een combinatie van de consumptie van vis en weekdieren naast andere bronnen van inname (lucht, water, ander

- 7.76 -

voedsel). De ADI is nauwelijks geschikt om uitspraken ite doen over het risico dat eventueel verbonden is aan de consumptie van vis en weekdieren aangezien er grote spreiding is in de hoeveelheden die Via andere wegen worden opgenomen (lucht, water, ander voedsel).

7.8.3

Kennisleemten

In de voorafgaande toxicologische beschouwing is een groot aantal beperkingen aangegeven en zijn ook een aantal belangrijke problemen gesignaleerd, waardoor het op dit moment zeker nog niet mogelijk is om alle risico's van de lozing van toxische stoffen op het ecosysteem van de Noordzee te kwalificeren en kwantificeren. De belangrijkste beperkingen en problemen zijn: i.

Niet alle geloosde stoffen zijn beschouwd door ontbreken van gegevens over mate van toxiciteit en omvang van de lozing,

ii.

Het waarnemen van toxische effecten in de Noordzee is moeilijk gezien de omvang van het systeem, en mede doordat andere invloeden een rol spelen. De meeste aandacht is tot nu toe uitgegaan naar vissen, vogels en zeehonden. In de Noordzee worden de organismen aan een mengsel van toxische stoffen blootgesteld, waardoor waargenomen effecten zeer moeilijk toe te schrijven zijn aan één bepaalde stof. \

iii. De verspreiding van toxische stoffen en processen die deze verspreiding bepalen zijn niet precies bekend, ep maakt het moeilijk de aanvang van de mogelijke effecten te kwantificeren, iv. Over de speciatie en daarmee de biologische beschikbaarheid zijn weinig gegevens bekend, waardoor bij de bepaling van ophopingsfactoren en risico-quotiënten noodgedwongen is uitgegaan van de conservatieve benadering dat alles beschikbaar is. v.

De invloed van de bodem is door gebrek aan gegevens niet in deze studie betrokken. Dit betekent dat de invloed van de verontreinigingen uit de bodem op bodemorganismen niet gekwantificeerd

is. Uit

hoofdstuk 3 blijkt dat de vervuiling van de bodem blijft stijgen, zelfs als de vervuiling van het zeewater gelijk blijft.

- 7.77 -

vl.

De analyses zijn niet altijd even betrouwbaar. De concentratieranges zijn vaak erg groot, wellicht ook door natuurlijke processen, hetgeen echter de interpretaties over risico's bemoeilijkt.

vii. Een groot deel van de conclusies is gebaseerd op laboratoriumproeven waarbij per proef één stof en één organisme wordt getoetst. De resultaten van deze proeven zijn niet zonder meer in het veld van toepassing en geven ook geen volledig beeld om onder meer de volgende redenen: - slechts een klein deel van de organismen is onderzocht. Van de onderzochte organismen is vaak slechts één levensstadium bestudeerd, terwijl de gevoeligheid

in de verschillende levensstadia

duidelijk verschillend zijn. Vooral het aantal gegevens over bodemdieren is zeer beperkt - sommige toxische stoffen vertonen hetzelfde gedrag en kunnen beter als cluster worden beschouwd - sommige stoffen versterken elkaar (synergische werking) of verzwakken elkaar (antagonisme) - bij de meeste van deze laboratoriumproeven is niet achteraf de concentratie in het organisme gemeten en kan het effect daarom niet gerelateerd worden aan gemeten concentraties in organismen in de Noordzee - organismen kunnen zich aanpassen aan verontreinigingen, waardoor effecten die bij een bepaalde blootstelling in een laboratorium wordt gevonden, in de Noordzee niet optreden. Al deze beperkingen en problemen zijn in feite aan te merken als kennisleemten, waarvoor geldt dat invulling relevant is voor een beoordeling van de gevolgen van de lozing van toxische stoffen op het ecosysteem van de Noordzee. Terecht kan echter ook de vraag gesteld worden aan welke kennisleemten de hoogste prioriteit moet worden gegeven, en of er een bepaalde fasering mogelijk is. Met andere woorden: welke onderzoeksstrategie dient te worden uitgezet om meer inzicht te krijgen in de toxicologische effecten en risico's voor het ecosysteem van de Noordzee. De volgende benaderingen die deels complementair zijn, kunnen worden genoemd:

- 7.78 -

- Bepalen van concentratie-effect relaties (N.E.L.'s) voor meer stoffen en meer organismen op laboratoriumschaal. Aangezien er naar gestreefd wordt te onderzoeken onder welke omstandigheden het ecosysteem niet wordt aangetast, lijkt het relevanter N.E.L..'s te bepalen dan dodelijke concentraties. - Het lijkt voordelen te hebben als het N.E.L». niet alleen opgegeven wordt als concentratie verontreiniging in de waterfase, maar ook als concentratie verontreiniging in de weefsels van het test-organisme aan het eind van het experiment (residu-belasting).

- Experimenteel

onderzoek

met

zogenaamde

"microcosmossen",

afgesloten

delen van natuurlijke systemen of in een natuurlijk systeem ingebrachte experimentele eenheden die meerdere organismengroepen bevatten, waardoor in de effecten van mengsels, synergische en antagonistische werking ook tot uitdrukking kunnen komen. Door tijdens of aan het eind van het experiment de concentraties in organismen te meten wordt hetzelfde voordeel behaald als onder het eerste gedachtenstreepje is genoemd.

- Onderzoek naar concentraties en ophoping in organismen in het veld en naar de biologische beschikbaarheid van verontreinigingen voor organismen in de Noordzee.

- Gedetailleerd onderzoek naar vermoede effecten van één stof op één groep van organismen, zoals bijvoorbeeld plaats vindt met betrekking tot de relatie PCB's-zeehonden en cadmium-mossels. •

- Onderzoek naar de processen die een rol spelen bij de accumulatie van toxische stoffen in organismen. Het betreft hier onder meer blootstelling, opname, verdeling over weefsels, ophoping en uitscheiding. - Onderzoek naar de mogelijkheden om tot mathematische modellen te komen voor de beschrijving van blootstelling aan biologisch beschikbare fracties van toxicantia en voor de accumulatie in organismen.

- 7.79 -

- Onderzoek naar monitor organismen en/of ecosysteem karakteristieken die het mogelijk maken om op korte termijn veranderingen in de structuur en het functioneren van het ecosysteem te signaleren. Daarnaast is ook behoefte aan de signalering van lange termijntrends.

In het kader van deze analysenota voert het echter te ver om een gedetailleerde en gemotiveerde onderzoeksstrategie te bepalen, en wordt volstaan met de eerder gegeven beperking en problemen met betrekking tot risico-analyse en een indicatie met betrekking tot enkele, deels complementaire onderzoeksmethoden.

- 8.1 -

INTEGRALE ANALYSE EN BEOORDELING WATERKWALITEIT

INLEIDING

De resultaten van de in de voorgaande hoofdstukken beschreven analyses kunnen worden beschouwd als een belangrijke basis voor een nadere analyse van de gevaren van de door menselijke activiteiten ingebrachte verontreinigingen voor het ecologisch functioneren van de Noordzee, nu en op langere termijn. Bij een dergelijke beschouwing dient integraal te worden gekeken naar de gevolgen van de inbreng van de verontreinigingen voor de waterkwaliteit, de verontreiniging van de onderwaterbodem, de doorwerking op organismen en ecologische processen en de daarmee samenhangende gevolgen voor de functies die de Noordzee vervult. Hoewel de inbreng van verontreinigingen êén van de belangrijkste factoren is waardoor het ecologisch functioneren van de Noordzee wordt bedreigd is dit niet de enige. In figuur 8.1 is schematisch aangegeven door welke menselijke activiteiten het ecologisch

functioneren van de Noordzee wordt beinvloed en welke

aspecten van het ecosysteem van belang zijn voor een optimale functievervulling. De belangrijkste beïnvloedingen van het ecosysteem zijn: • inbreng van verontreinigingen door afwateringen, lozingen en dumpingen • wijziging van morfologische randvoorwaarden bij uitvoering van infrastructurele werken en aanleg van vaarwegen • verstoring van de bodem en benthische organismen door baggerwerkzaamheden en boomkorvisserij • vis- en schelpdiervangst door beroepsvisserij • verstoring van warmbloedigen (o.a. vogel, zeehond) door recreatie en militaire activiteiten.

Mede omdat bij het WKP-Noordzee de waterkwaliteit centraal staat, heeft de in deze nota beschreven analyse van de ecologie van de Noordzee zich vooral gericht op de beïnvloeding via de inbreng van stoffen. Functies die eisen stellen aan het ecosysteem Noordzee zijn vooral de beroepsvisserij, de recreatie en het behoud van ecologische waarden. De belangrijkste eisen die door deze functies aan het ecosysteem worden gesteld betreffen:

- 8.2 -

Beïnvloedende r-< r-< •

r — <

1 •'

'

_

Functies

Eisenstellende

zeescheepvaart buisleidingen telecommunicatie beroepszeevisserij winning delfstoffen winning bodemmaterialen inbreng stoffen en energie openluchtrecreatie landaanwinning zeewerende waterkeringen militaire activiteiten ecologisch functioneren

4^y-t)-4)

u cu

'' •' ''

•t-i

•o

& 0 rH

CU CU

U

J0

O CJ 4-1 CO Ü

0 M cu H T) CU M (3 (d cu cd

•H

0

4-1 CU CO M Üfl rl Ö

Tl

CU 0

cd

/~\ fl CU

> CU

>

cu ,fl •H F)

0 CU

i-H

acd

T3

CU

Pt-O r-l o 13 (IJ r O ,0 ÖO O M CO 0

e

0

> > >

• H CU 4-1 * Ö O rJ •H cd

ja

op

co M PI ÖO • H

C on CU • H H N

, a •r-i (3 • H ë

•H

Aard v/d beïnvloeding

Figuur 8.1

0 CU

,fi ' H O > co

Noordzee ecosysteem

4J

u

O CU O 4-1 4J CO 1 CO (-1 co U CU (1) • H

cd 4-1

CU CO

Ro

0 ö J cu T> m Ö < H cd o n

•H

H

n

belang

invloed

voor

•M •H CU •M •H r-l

4-) < H öO CU 0 4J • H « H i-H t - l r-l cd td CU

&

is W co

•cua cus 4J

Td

cd o & tO

cd

Es CU > CU >H 4-1

&0 o CO9 CU a cd e O co

ü

Eisen

Overzicht van relaties tussen functies en de kwaliteit van het ecosysteem van de Noordzee

- 8.3 -

• waterkwaliteit • bodemkwaliteit • soortsamenstelling van levensgemeenschappen • consumptieve waarde vis en schelpdier.

Het

in dit achtergronddocument

beschreven onderzoek besteedt vooral

aandacht aan de doorwerking van ingebrachte verontreinigingen op de bovengenoemde eisen voor functievervulling. Hierbij stonden de volgende thema's centraal: 1. de kwantificering van de invloed van door menselijke activiteiten geloosde stoffen op de waterkwaliteit en bodemverontreiniging (hoofdstuk 2 en 3) 2. de karakterisering van delen van de Noordzee in termen van ecologisch functioneren en voorkomen van organismen (hoofdstuk 4 en 6) 3. de doorwerking van verontreinigingen op organismen en/of ecologische processen (hoofdstuk 5, 6 en 7).

Hoewel er tot dusver nauwelijks sprake is van een aantoonbare negatieve beinvloeding van het ecologisch functioneren van de Noordzee door antropogeen ingebrachte verontreinigingen, is uit de analyse zoals beschreven in hoofdstuk 2 t/m 7 onder meer gebleken dat: • de waterkwaliteit in grote delen van de Noordzee in belangrijke mate wordt beïnvloed door het antropogene aandeel van de ingebrachte stoffen. Dit aandeel is het grootst in de directe kustzones (hoofdstuk 2) • de accumulatie van verontreinigingen in het biologisch actieve deel van de bodem zich over decennia uitstrekt en ondanks een verminderde aanvoer van verontreinigingen nog steeds doorgaat (hoofdstuk 3) • de kustzones die het sterkst zijn blootgesteld aan verontreinigingen een belangrijke functie vervullen in het ecologisch functioneren van de Noordzee (hoofdstuk 4) • de verhoogde aanvoer van nutriënten naar de Noordzee resulteert in een verhoogde primaire produktie en een verschuiving in fytoplanktonsamenstelling (hoofdstuk 5) • veranderingen in de primaire produktie kunnen doorwerken in het functioneren van het ecosysteem als geheel met zowel positief als negatief te kwalificeren gevolgen (hoofdstuk 6)

- 8.4 -

• de niveaus van een aantal verontreinigingen in de Noordzee zodanig zijn dat uit een vergelijk met de resultaten van dosis-effect proeven in laboratoria moet worden geconcludeerd dat liet fysiologisch functioneren van organismen hierdoor nadelig kan worden beïnvloed (hoofdstuk 7) • een aantal verontreinigingen in verhoogde concentraties wordt aangetroffen in organismen (hoofdstuk 7).

Uit een oogpunt van waterkwaliteitsbeheer is het noodzakelijk om te weten welke stoffen, waar en wanneer het meest bedreigend zijn voor een duurzaam behoud van de ecologische waarden vèn de Noordzee. Tevens is het van belang te weten in welke mate het ecosysteem beïnvloed is door menselijke activiteiten en waar en hoe deze beïnvloeding kan worden gereduceerd rekeninghoudend met de maatschappelijk geweilste gebruiksfuncties van de Noordzee. In het kader van deze analyse is nagegaan op basis van welke criteria een beoordeling van de waterkwaliteit zou kunnen plaatsvinden (paragraaf 8.2). Voor een aantal vormen van verontreinigingen is vervolgens een beoordeling uitgevoerd van de huidige situatie (paragraaf 8.3) en zijn te verwachten ontwikkelingen in de verontreiniging van water, bodem en organismen nader geëvalueerd (paragraaf 8.4). De beperkingen ip de toegepaste beoordelingsmethode en de mogelijkheden tot verbetering ervan worden bediscussieerd in paragraaf 8.5.

8.2

CRITERIA VOOR BEOORDELING VAN DE WATERKWALITEIT VAN DE NOORDZEE Om te komen tot maatregelen die nodig zijn om een zodanige waterkwaliteit te verkrijgen dat wordt voldaan aan de milieu-uitgangspunten voor het Noordzeebeleid is het noodzakelijk om per stiof te beoordelen in hoeverre reducties vereist zijn in de inbreng van verontreinigende stoffen. De beoordeling van de waterkwaliteit behorende bij het huidige belastingsniveau dient onder meer gebaseerd te zijn op: 1. reeds gesignaleerde effecten van verontreiniging op het ecosysteem van de Noordzee en/of bijbehorende negatieve effecten voor de gebruiksfuncties

- 8.5 -

2. een vergelijking van de verontreinigingsconcentraties op Noordzee en de normen, danwei critische concentratieniveaus waarbij negatieve effecten voor het mariene milieu kunnen optreden 3. het

antropogene

aandeel

in de verontreinigingsconcentraties

op de

Noordzee 4. de omvang van het beïnvloede gebied en de plaats van dit gebied in het ecologisch functioneren van de Noordzee als een samenhangend geheel van (deel)-ecosystemen. Bij de beoordeling dient tevens rekening te worden gehouden met: • de beschikbaarheid

van toxische stoffen voor mariene organismen met

onderscheid naar blootstelling via water, sediment en voedsel • de (toxicologische) eigenschappen van de stof en de daarbij behorende risico's voor het ecosysteem nu en op langere termijn • de mate van persistentie • de mogelijkheid tot accumulatie in de bodem en de daarbij behorende kans op terugkeer in de waterfase, danwei de beïnvloeding van benthische organismen • de mogelijkheid tot accumulatie in organismen en de doorwerking via de voedselketen. Voor de beoordeling is een zo kwantitatief mogelijke invulling van deze aspecten noodzakelijk. Hoewel in de voorgaande hoofdstukken een aantal aspecten nader is bestudeerd is het noodzakelijk de beschikbare Informatie en bevindingen per stof (evt. categorie van stoffen) te integreren tot een samenhangend overzicht. Een dergelijk overzicht kan worden beschouwd als een belangrijke basis voor het uiteindelijke beoordelingsproces en de formulering van benodigde maatregelen. In figuur 8,2 is nader aangegeven hoe het proces van analyse, integratie, beoordeling en formulering van maatregelen kan worden gezien als een basis voor het opstellen van het WKP.

- 8.6 -

^

bronnen/activiteiten

r relatie bronnen/ 2 waterkwaliteit

relatie bodem/water

ruimtelijke verspreiding van organismen 4

relatie nutriënten/ 5 primaire produktie

integrale analyse waterkwaliteit

k}oolstofkrinj?loop

kennis leemten

toxicologische effecten

7

J analyse van de ecologie van de Noordzee beoordeling huidige en toekomstige waterkwaliteit onder voorgenomen beleid en beheer

formulering en evaluatie van maatregelen

WKP-NOORDZEE

Figuur 8.2


- 8.7 -

1. Waargenomen effecten van verontreiniging Hoewel de waargenomen effecten van verontreiniging van de Noordzee zich vooralsnog beperken tot enkele verdachte gevallen (zie paragraaf 7.4) bestaat er grote zorg omtrent een sluimerende invloed die op langere termijn kan leiden tot onherstelbare schade aan het ecosysteem en haar gebruiksfuncties. Ondanks dat niet altijd een directe relatie met verontreinigingen kan worden gelegd, lijkt een aantal ontwikkelingen en voorvallen deze zorg te rechtvaardigen. Dit betreft onder meer: • de sterke achteruitgang van het aantal zeehonden in het Waddengebied en de Deltawateren • de lage zuurstofgehalten in de Duitse Bocht tijdens stratificatie in de zomer • geconstateerde huidziekten en afwijkingen bij vissen • veranderingen in de fytoplarikton-soortensamenstelling.

Vooralsnog staat niet eenduidig vast in hoeverre deze ontwikkelingen het gevolg zijn van voortgaande verontreiniging van de Noordzee en welke stoffen hiervoor dan verantwoordelijk zijn. In verband met een mogelijke invloed op de voortplanting van zeehonden wordt gedacht aan PCB verontreiniging. De lage zuurstofgehalten in de Duitse Bocht en de verandering in de fytoplanktonsamenstelling worden mede toegeschreven aan de sterk toegenomen nutriëntenbelasting. Over het algemeen kan echter uit de waargenomen effecten niet worden afgeleid welke stoffen het meest bedreigend zijn voor het ecosysteem nu en op lange termijn. Dit heeft tot gevolg dat de waargenomen effecten wel een belangrijke signaalfunctie vervullen, maar vooralsnog onvoldoende houvast geven voor een integrale beoordeling van de waterkwaliteit van de Noordzee.

2. Toetsing van concentraties aan normen of critische niveaus Met uitzondering van enkele normen voor zwemwater betreffende bacteriële verontreiniging zijn er geen (zoutwater) normen beschikbaar voor een toetsing van de Noordzeewaterkwaliteit. In hoofdstuk 5 is daarom getracht met behulp van een mathematisch model de invloed van nutriëntenverhoging op primaire produktie en fytoplanktonsamenstelling

te bepalen, terwijl in

hoofdstuk 7 op basis van EPA-normen en de resultaten van dosis-effect experimenten een overzicht is gemaakt van critische niveaus die voor een

- 8.8 -

eerste beoordeling van de Noordzeewaterkwaliteit kunnen worden gebruikt. Voor nutriënten zijn dergelijke critische niveaus niet zonder meer aan te geven, omdat afhankelijk van de locatie een verhoogd nutriëntengehalte al dan niet zal doorwerken op primaire produktie en fytoplanktonsamenstelling. Voor een aantal verontreinigingen is in tabel 8.1 een overzicht opgenomen van de critische niveaus en EPA-normen. Om ruimtelijk een overzicht te krijgen in welke delen van de Noordzee critische verontreinigingsconcentraties kunnen voorkomen zijn de met het model DELWAQ berekende concentraties (hoofdstuk 2) getoetst aan een op de gegevens van tabel 8.1 gebaseerd beoordelingsniveau. Ondanks beperkingen zowel in de berekende concentratie als het bepaalde beoordelingsniveau kan een dergelijke toetsing worden beschouwd als een basis voor een ruimtelijke analyse van het risico van ingebrachte verontreinigingen voor organismen.

Stof

No-effect

sublethale

lethale

EPA-

level

concentratie

concentratie

norm

Cadmium

< 1

1

Chroom

1.000

-

33.000

-

Koper

0,2

8

14

1,4

Kwik

0,05

0,1

1

0,1

6,3

5

Lood

< 150

150

340

Zink

< 120

120

25.000

Tabel 8.1

Overzicht van critische concentraties (ug/1) uit dosis-effect

-

250

experimenten en door EPA voorgestelde normen

3. Antropogene aandeel in verontreinigingsconcentraties In hoofdstuk 2 is, aangegeven op welke wijze een schatting is gemaakt van het antropogene aandeel van de concentratie^ in de Noordzee. Met gebruik van het model DELWAQ is op basis van de verspreiding van ingebrachte stoffen voor zowel de huidige (richtjaar 1980) als de 'natuurlijke' (richtjaar 1900) belasting berekend welke gebieden in welke mate door antropogeen ingebrachte verontreinigingen worden beïnvloed. Deze informatie is enerzijds

- 8.9 -

van belang om de mate van beïnvloeding vast te stellen, anderzijds kan deze informatie bijdragen om te bepalen in welke mate sanering van antropogene belasting een reductie van de verontreiningsconcentratie kan bewerkstelligen.

4. Ruimtelijke beschouwing Noordzeeverontreiniging Met behulp van de in hoofdstuk 2 berekende concentratieverdelingen, de toetsing van deze concentraties aan critische niveaus en de mate van antropogene beïnvloeding kan een ruimtelijk onderscheid worden gemaakt in meer of minder bedreigde en beinvloede gebieden. Hoewel uit de verspreiding van organismen (hoofdstuk 4) en de plaats die deze gebieden innemen in de ecologie van de Noordzee (hoofdstuk 4 en 6) een ruimtelijk onderscheid kan worden gemaakt, kan deze informatie niet worden vertaald in een per gebied verschillend beoordelingsniveau voor de verontreinigingsconcentraties. Derhalve wordt bij deze beoordeling volstaan met het op basis van de criteria 2 en 3 bepalen welke (geografische en functionele) deelsystemen van het Noordzee-ecosysteem worden bedreigd.

8.3

BEOORDELING VAN DE HUIDIGE (RIGHTJAAR 1980) WATERKWALITEIT Gebaseerd op de in paragraaf 8.2 genoemde criteria voor beoordeling is op basis van de met DELWAQ (hoofdstuk 2) berekende concentratieverdeling voor een aantal stoffen nagegaan in hoeverre: 1. de concentraties critische niveaus bereiken waarbij effecten voor organismen kunnen optreden 2. de concentraties verhoogd zijn als gevolg van de inbreng van stoffen afkomstig van menselijke activiteiten. Bij deze beoordeling is tevens rekening gehouden met ruimtelijke verschillen. Beoordeling op basis van risico's voor organismen In verband met de toetsing van de berekende concentraties aan een critische waarde waarbij mogelijk effecten voor organismen kunnen optreden is een keuze van het critische niveau noodzakelijk. Bij deze keuze ligt het

- 8.10 -

voor de hand om gebruik te maken van de laagste lethale concentratie, en/of de laagste sublethale concentratie, en/of het laagste no-effect level, en/of de door EPA gehanteerde normen (zie tabel 8.1). Vanwege de grote mate van onzekerheid in het bepalen van no-effect levels en sublethale concentraties is in navolging van de EPA gebruik gemaakt van de lethale concentraties, waarbij een 'veiligheidsfactor' van 100 is aangehouden. Dit impliceert dat voor de toetsing van de Noordzeewaterkwaliteit een beoordelingsniveau is gebruikt van 1/100 van de laagste concentratie die in laboratoriumproeven tot sterfte van mariene organismen heeft geleid. Uit tabel 8.1 blijkt dat dit niveau over het algemeen lager is dan het no-effect level. Een uitzondering betreft Zn. In figuur 8.3 is in de berekende concentratieverdelingen voor Cd, Hg, Cu, Pb, Zn en Cr een toetsing aan dit beoordelingsniveau opgenomen. Uit de figuur blijkt dat de concentratie voor Cu in de gehele Noordzee boven het gehanteerde beoordelingsniveau ligt. Voor Cd en Hg wordt het beoordelingsniveau in grote delen van de Noordzee overschreden, terwijl de concentraties van Pb, Zn en Cr onder het beoordelingsiliveau blijven. In tabel 8.2 is samengevat voor welk procentueel deel van het oppervlak van de Zuidelijke Noordzee op basis van de berekende resultaten een overschrijding plaatsvindt van het beoordelingsniveau. Teneinde een beeld te geven van de gevoeligheid voor andere beoordelingsniveaus is de 'veiligheidsfactor' ten opzichte van de lethale concentratie gevarieerd tussen 1/10 en 1/1000. In tabel 8.3 is voor het N.d.c.p. een zelfde resultaat opgenomen. Opgemerkt dient te worden dat de toegepaste 'veiligheidsmarge' voor koper mogelijk te hoog is, aangezien het beoordelingsniveau, gebaseerd op 1/100 van de lethale concentratie, reeds wordt overschreden door het instromende oceaanwater. Een bezinning op de grootte van de te hanteren 'veiligheidsfactor' van zowel Cu als van de andere stoffen lijkt derhalve noodzakelijk, waarbij tevens het gebruik van no-efféct levels als sublethale concentraties dient te worden overwogen.

- 8.11 -

BEOORDELINGSNIVEAUS 0.05 jjg/l

BEOORDELINGSNIVEAU = 0.01 JJg/L

BEOORDELINGSNIVEAU = 3.4 jig/l

BEOORDELINGSNIVEAU r 0.14 jig/1

BEOORDELINGSNIVEAU = 250 jig/l

Figuur 8.3

BEOORDELINGSNIVEAU = 300 |lg/l

Berekende concentratieverdeling in de zuidelijke Noordzee op basis van lozingssituatie 1980 en toetsing aan het beoordelingsniveau ('veiligheidsfactor' 1/100)

- 8.12 -

Stof

lethale concentratie (Pg/D

gedeelte van de zuidelijke Noordzee (%) waar overschrijding plaatsvindt van het beoordelingsniveau op basis van veiligheidsfactor: 1/10 1/20 1/100 1/200 1/1000 0 1 25 ' 100 100

Cd

5

Hg

1

0

1

21

59

100

Pb

340

0

0

0

3

58

Cu

14

2

7

100

100

100

Zn

25.000

0

0

0

1

7

Cr

30.000

0

0

0

0

0

Tabel 8.2

Procentueel oppervlak van de zuidelijke Noordzee waar overschrijding plaatsvindt van het beoordelingsniveau op basis van verschillende veiligheidsfactoren (lozingssituatie 1980)

Stof

lethale concentratie (yg/D

gedeelte van het plangebied (%) waar overschrijding plaatsvindt v&n het beoordelingsniveau op basis van veiligheidsfactor: 1/10 1/20 1/100 1/200 1/1000 0 1 27 100 100

Cd

5

Hg

1

0

0

20

78

100

Pb

340

0

0

0

4

84

Cu

14

6

24

100

100

100

Zn

25.000

0

0

0

0

0

Cr

30.000

0

0

0

0

0

Tabel 8.3

Procentueel oppervlak van het N.d.cp. waar overschrijding plaatsvindt van het beoordelingsniveau op basis van verschillende veiligheidsfactoren (lozingssituatie 1980)

Beoordeling op basis van antropogeniteit In hoofdstuk 2 is voor de stoffen N, P, Cd, Hg, Pb, Cu, Zn en Cr bepaald in welke mate de voor de Zuidelijke Noordzee berekende concentraties zijn verhoogd door menselijke activiteiten (zie figuur 8.4). Uit de berekende antropogene fracties in de Noordzee blijkt dat in grote delen van de Zuidelijke Noordzee en in het bijzonder de Nederlandse kust de concentratie van deze stoffen voor meer dan 50% afkomstig is van antropogene lozingen.

- 8.13 -

Figuur 8.4

Berekende antropogene fracties voor lozingssituatie 1980

- 8.14 -

Overzicht en evaluatie van de resultaten Uit zowel de overschrijding van het beoordelingsniveau als de mate van antropogene beïnvloeding blijkt dat de kustgebieden het meest verontreinigd zijn. Dit betreft in het bijzonder de Nederlandse kust en de Duitse Bocht. Mede omdat deze zones een belangrijke rol spelen in onder meer de voortplanting van vissen (kinderkamerfunctie), dient het terugdringen van de verontreiniging hier extra aandacht te krijgen. In figuur 8.5 is voor Cd, Hg, Pb, Cu, Zn en Cr schematisch de mate van antropogeniteit en risicofactor gebaseerd op lethale concentratie weergegeven voor de Nederlandse kustzone. Zowel op basis van het risico voor effecten als op basis van antropogeniteit, blijkt uit de diagrammen dat bij de terugdringing van verontreinigingen in de Nederlandse kustzone hoge prioriteit dient te worden gegeven aan Cd, Hg en mogelijk Cu. In hoofdstuk 7 is tevens gebleken dat de waargenomen concentraties van Fe, PCB en HCH duiden op een relatief groot risico voor effecten van deze verontreinigingen op organismen.

8.4

EVALUATIE VAN ONTWIKKELINGEN IN VERONTREINIGING VAN WATER, BODEM EN ORGANISMEN

Op basis van de te verwachten ontwikkelingen in de lozingen van de Nederlandse kust tot 1990 is bij deze belasting zowel de concentratieverdeling berekend als de antropogene fractie (zie hoofdstuk 2). In tabel 8.4 is aangegeven welke invloed de verwachte ontwikkeling In de lozingssituatie heeft voor het oppervlak van de beschouwde delen van de Noordzee waar de berekende concentratie het beoordelingsniveau overschrijdt. In tabel 8.5 is zowel voor 1980 als 1990 het oppervlak vermeld waar het antropogene aandeel van de concentratie meer dan 50% is. Uit de tabellen blijkt, dat ondanks de verwachte verbeteringen In de verontreiniging van een aantal stoffen (o.a. Cd en Hg), deze niet kan worden teruggedrongen tot een niveau waarin de risico's voor het mariene milieu verwaarloosbaar lijken. Het blijven bestaan van dit risico wordt mede ingegeven door de accumulatie van verontreinigingen in de bodem die ondanks een verminderde aanvoer van lozingen nog steeds doorgaat (zie hoofdstuk 3).

- 8.15 -

0.005

100

•

0.04

-—r——

80

'

11

60

18

WA

. 40

W s\\\\

. 20

. 10-«

3 100

u <

io-*

10

0.001

0.009

to- 1

10-'

io-

0.04

100

.

.

1

0.2 1

...

» t

1 4

!

i

80

80

•

\\uvu

60

65

\\M

40

wv &

60

40 30

^

20

20

SS •

3 100 u 2

IO-*

u>-

0.0001

0.001

io-

10-*

60

40

10-

io-'

I0-1

10-' 10-' I » RISICOFACTOR C/c ,,,,,

io-

0 0001 100

80

80

s |

to-'

75

s

60

«

— Cr 40

20

10-*

20

10-

io-

io-

RISICOFACTOR C/c

Figuur 8.5

40

10-* u | h

Evaluatie van berekende antropogeniteit en risico van verontreinigingen in de Nederlandse kuststrook (0-60 km) voor lozingssituatie 1980

- 8.16 -

Stof

beoorde-

Opperv!.ak (%) plangebied

lingsniveau

Noordzee < 56" NB

(VR/1) 1980

1990

1980

1990

Cd

0,05

27

20

25

21

Hg

0,01

20

9

21

14

Pb

3,4

0

0

1

•1

Cu

0,14

100

100

100

100

Zn

250

0

0

0

0

Cr

300

0

0

0

0

Tabel 8.4

Het oppervlak van het plangebied en van de Noordzee ten zuiden van 56° NB waar de beoordelingsniveaus worden overschreden

Stof

Oppervlak (%) plangebied 1980

Noordzee < 56° NB

1990

1980

1990

N P

6 10

6

8

8

8

12

Cd

23

9

21

11 9

Hg Pb

22 15

5 3

29

16

16

12

Cu Zn

6 24 6

1 8 0

9 25 2

6 15

Cr

Tabel 8.5

1

Percentages van het oppervlak van het plangebied en de Noordzee ten zuiden van 56° NB waar de concentratie voor meer dan 50% antropogeen is

- 8.17 -

In verband met de antropogene inbreng van nutriënten (N, P) op het Noordzee-ecosysteem dient te worden opgemerkt dat niet alleen de primaire produktie en fytoplankton-samenstelling wordt beïnvloed maar tevens een doorwerking kan plaatsvinden naar de hogere trofieniveaus. Bij een toenemende biomassaproduktie dient rekening te worden gehouden met een grotere mineralisatie

die in de gestratificeerde

delen van de Noordzee (o.a.

Duitse Bocht) kan leiden tot lage zuurstofgehalten. Uit paragraaf 7 is gebleken dat bij lage zuurstofgehalten de blootstelling aan toxische stoffen wordt vergroot voor organismen die voor hun zuurstofvoorziening aangewezen zijn op het zuurstof in de waterfase. Mede hierdoor dienen de te verwachten ontwikkelingen in de eutrofiëringssituatie en de gevolgen voor het Noordzee-ecosysteem nader te worden geëvalueerd.

8.5

BEPERKINGEN. VAN DE BEOORDELINGSMETHODE

Hoewel

de toegepaste

beoordelingsmethode

heeft

bijgedragen

tot het

analyseren van de ernst van de verontreinigingen op de Noordzee, dient de methode te worden gezien als een eerste aanzet die nadere ontwikkeling behoeft. Belangrijke beperkingen bij het bepalen van de mate van verontreiniging en de bijbehorende risico's voor organismen en het ecologisch functioneren van de Noordzee als geheel, zijn het gevolg van:

1. onzekerheden bij het vaststellen van critische concentraties, waarbij effecten voor organismen kunnen optreden 2. onzekerheden in de berekende concentraties zowel voor de 'natuurlijke', de huidige (1980) als de toekomstige situatie (1990) 3. gebrek aan kennis omtrent de huidige en te verwachten verontreiniging van de onderwaterbodem en de gevolgen voor aan of in de bodem levende organismen.

ad 1 Bij onzekerheden voor het vaststellen van critische concentratieniveaus voor organismen in de waterfase is in het kader van dit onderzoek gebruik gemaakt van in laboratoria uitgevoerde dosis-effect experimenten. De ver-

- 8.18 -

taling van de resultaten van deze proeven naar de Noordzee is niet zonder meer mogelijk vanwege: - verschillen in de biologische beschikbaarheid en wijze van blootstelling (water, bodem, voedsel) - verschillen in de aard van de bestudeerde effecten gedurende de relatief korte laboratoriumproeven en de lange termijn blootstelling - de synergetische, danwei antogonistische werking van meerdere verontreinigende stoffen.

Ondanks de inzichten die het rekenmodel voor het bepalen van de invloed van de verhoogde nutriëntenbelasting op primaire produktie en fytoplanktonsamenstelling heeft opgeleverd, zijn ook voor deze vorm van verontreiniging nog veel onzekerheden aanwezig betreffende de niveaus waarbij het ecosysteem

negatief

wordt

beïnvloed. Hierbij is vooral het verhoogde

risico van lage zuurstofgehalten in de Duitse Bocht een belangrijk punt van zorg.

ad 2 Mede door het ontbreken van voldoende meetgegevens voor een ruimtelijke differentiatie in de verontreinigingsconcentraties

is gekozen voor het

gebruik van berekende concentratieverdelingen. De nauwkeurigheid van de berekende concentraties is echter beperkt vanwege: - de onnauwkeurigheid in de omvang van bronnen - het berekenen van het transport van stoffen op basis van getijgemiddelde stroming (reststroom) - het verwaarlozen van de invloed van uitwisselingsprocessen met de bodem - het niet beschouwen van inhomogeniteiten oVer de verticaal - de vrij grove discretisatie voor kustgebieden.

Tevens is tot dusver geen rekening gehouden met variaties in de tijd, terwijl mag worden verwacht dat de grootste risico's voor het ecosysteem optreden tijdens extremen in de stromingssituatie en/of lozingssituatie.

- 8.19 -

ad 3 Het gebrek aan kennis omtrent de uitwisselingsprocessen tussen water en bodem alsmede de effecten van verontreinigingen in de bodem voor demersale vissen en benthische organismen, heeft tot gevolg dat de risico's van accumulatie van verontreinigingen in de onderwaterbodem niet kunnen worden bepaald. Met name in netto sedimentatiegebieden zoals de Westerschelde, Waddenzee, Eems-Dollard en Duitse Bocht is dit een belangrijk punt van zorg voor de invloed van geloosde verontreinigingen op lange termijn.

- 9.1 -

9

KENNISLEEMTEN MET BETREKKING TOT INVLOED VAN VERONTREINIGING OP WATER, BODEM EN ORGANISMEN

9.1

INLEIDING

Reeds bij de opzet van het waterkwaliteitsplan Noordzee was het duidelijk dat er een groot gebrek aan kennis bestond met betrekking tot het ecologisch functioneren van de Noordzee en de invloed van verontreinigingen op dat functioneren voor zowel de huidige situatie als de toekomst. Een belangrijk doel van het waterkwaliteitsplan is dan ook - naast het aangeven van maatregelen ter reductie van de belasting met verontreinigende stoffen - het formuleren van een beleid voor de lange termijn en het opstellen van een uitvoeringsprogramma gericht op kennisvergroting over het ecologisch functioneren van de Noordzee vooral in relatie tot de belasting met verontreinigende stoffen.

Om na te kunnen gaan welke kennisleemten er zijn, is het noodzakelijk eerst een inventarisatie te maken van de bestaande kennis over de Noordzee. De resultaten van deze inventarisatie zijn opgenomen in de nota "De ecologie van de Noordzee, deel A: Beschrijving". Bij de beschrijving van het ecosysteem is onderscheid gemaakt in een aantal deelaspecten waarvan de samenhang is weergegeven in figuur 9.1. Lag bij de beschrijving het accent vooral op de karakterisering van deze deelaspecten, bij de verdere analyse is vooral aandacht besteed aan de doorwerking van ingebrachte verontreinigingen op het ecosysteem. Hierbij zijn zes onderzoeksvelden onderscheiden waarvoor nader onderzoek ten behoeve van het waterkwaliteitsplan nadrukkelijk noodzakelijk werd geacht. Deze onderzoeksvelden zijn: - relatie bronnen-waterkwaliteit - relatie waterkwaliteit-bodemverontreiniging - verspreiding van organismen - invloed nutriëntenbelasting op de primaire produktie - koolstofkringloop - toxicologische effecten op organismen.

- 9.2 -

geografie morfologie meteorologie

<

'1

slibtransport en bodemgesteldheid

stromingen en menging

1

'

fysisch en chemische componenten en bact. verontreiniging

waterkwaliteit + bodemverontreiniging

tox. stoffen, olie en slibverontreiniging

,i 1

, \ primaire produktie

ecosysteem structuur en samenhang

. secundaire produktie mineralisatie

•

,

i

1

i

accumulatie toxische stoffen in voedselketen

1

vissen

1

warmbloedigen

SCHEMAT ISATI1: ECOSYS'1DEEM NOORI)ZEI:

Figuur 9.1

Samenhang van deelaspecten van het ecosysteem

Deze onderzoeken staan niet geheel los van elkaar, maar vullen elkaar aan. Zo gaat het bij de beoordeling van de waterkwaliteit en formuleren van het beleid vooral om de toxicologische effecten op organismen. Deze effecten kunnen echter niet alleen bepaald worden op basis van toxicologische studies maar vragen ook kennis over de verspreiding en concentraties van verontreinigingen in water en bodem en over de verspreiding aan organismen. De resultaten van deze onderzoeken zijn in de voorgaande hoofdstukken van

- 9.3 -

deze nota vermeld. Gezien de beperkte tijd die beschikbaar was, kunnen de gepresenteerde analyses slechts beschouwd worden als een eerste aanzet tot verdieping van de problematiek. Daarbij is in belangrijke mate gebruik gemaakt van reeds beschikbare data, literatuur en modellen. Extra metingen konden niet worden verricht. Naast het nut van de onderzoeksresultaten ten behoeve van de beoordeling van de waterkwaliteit (hoofdstuk 8), is uit de onderzoeken duidelijk gebleken waar de belangrijkste kennislacunes liggen. Dit hoofdstuk geeft een samenvatting van de kennisleemten zoals die in deze nota naar voren zijn gekomen. Per onderzoeksveld wordt achtereenvolgens aangegeven de relevantie voor het waterkwaliteitsbeleid, de belangrijkste beperkingen van de uitgevoerde onderzoeken en de aanbevelingen voor het verdere onderzoek. Het relatieve belang van elk van de zes onderzoeksvelden is mede gezien de onderlinge samenhang nog moeilijk aan te geven. Ook de wijze waarop de onderzoeken moeten worden uitgevoerd en de verdeling van de middelen over de onderzoeksvelden is in het kader van deze nota niet uitgewerkt.

RELATIE BRONNEN-WATERKWALITEIT

Voor het waterkwaliteitsbeleid en de beoordeling van de invloed van verontreinigingen op de Noordzee is het onder meer van belang te weten: - hoe de verontreinigingen zich verspreiden - wat het relatieve aandeel is van de diverse lozingsbronnen en de antropogene belastingen in de concentraties in verschillende delen van de Noordzee - door welke processen (sedimentatie, afbraak, etc.) en in welke mate de waterkwaliteit wordt beïnvloed - wat het effect is van diverse mogelijke maatregelen en ontwikkelingen op de waterkwaliteit.

Uit het onderzoek is gebleken dat het gebruik van waterkwaliteitsmodellen een belangrijke bijdrage kan leveren in het beantwoorden van deze vragen. Een verdere ontwikkeling en toepassing van het modelinstrumentarium tezamen met aanvullend veld- en experimenteel onderzoek is echter

- 9.4 -

noodzakelijk om een aantal beperkingen in de huidige berekeningsmogelijkheden weg te nemen. Bij toekomstig onderzoek;dient onder meer aandacht te worden besteed aan: - de invloed van de variaties in het stromingégedrag door getij en wind - de verspreiding van zoet water voor de ZeeuVse en Belgische kust - de invloed van inhomogeniteiten over de verticaal (stratificatie) - de invloed van de uitwisseling met de bodem (erosie, sedimentatie) en het zwevend sediment en andere processen - de invloed van variaties in de belasting. Aangezien een groot aantal stoffen zich aan slib kan hechten, dient het transport van opgeloste en gesuspendeerde stoffen, de uitwisseling tussen water en slib en de interactie water en bode^m in samenhang te worden bestudeerd (zie tevens paragraaf 9.3).

9.3

RELATIE WATERKWALITEIT-BODEMVERONTREINIGING

Een groot aantal verontreinigende stoffen kan zich hechten aan slib. Dit betekent ook dat kennis nodig is over het slibtransport om de verspreiding van verontreinigingen te kunnen aangeven. Het slibtransport verloopt op een andere, complexere wijze dan het transport van opgeloste stoffen en vraagt daarom extra aandacht. Een belangrijk aspect is ook dat de verontreinigingen met name in de sedimentatiegebieden accumuleren en dan daar wellicht hun grootste invloed op organismen hebben. In verband met het waterkwaliteitsbeleid zijn onder meet de volgende vragen relevant: - hoe verloopt

het slibtransport en waar vindt sedimentatie van slib

plaats? - wat is de verdeling van verontreiniging over de opgeloste fase, het zwevend slib en de bodem. Waar is deze verdeling van afhankelijk? - waar en in welke mate treedt accumulatie van verontreiniging in de bodem op? Wanneer treedt een evenwichtstoestand op en wat is het effect van maatregelen? - in hoeverre worden verontreinigingen in de bodem teruggeleverd aan de wa.terfase? Het uitgevoerde onderzoek heeft duidelijk aajn het licht gebracht dat goede antwoorden op bovengestelde vragen nog moeiljijk te geven zijn, al zijn uit

- 9.5 -

het onderzoek wel enkele indicaties naar voren gekomen met betrekking tot de slibbalans, de sedimentatiegebieden en de accumulaties. Een gedegen analyse werd echter vooral beperkt door de volgende kennisleemten: - gebrek aan meetgegevens met betrekking tot de slibconcentraties onder meer over de verticaal en als functie van het getij - gebrek aan kennis over de eigenschappen (deeltjesgrootteverdeling, veranderingen in grootte, valsnelheden) en het gedrag (sedimentatie/erosie) van slib - gebrek aan kennis over ligging van sedimentatiegebieden en omvang van de sedimentatie - gebrek aan kennis over de speciatie (in welke vorm komt de verontreiniging voor en onder invloed van welke factoren kan dat veranderen). Van sommige stoffen, met name organische microverontreinigingen en radioactieve elementen, is het aantal betrouwbare data nog zeer beperkt - gebrek aan kennis over de uitwisselingsprocessen tussen water, zwevend slib en bodem en de rol van colloidale en sub-colloidale deeltjes en de organische stoffracties van het zwevend materiaal.

Samenvattend kan gesteld worden dat de relatie slib-, bodem- en waterverontreiniging veel aandacht moet hebben, zowel gezien nog zeer beperkte kennis op dit gebied en de hoge relevantie in verband met de voortdurende accumulatie van verontreinigen in de bodem van delen van de Noordzee en aangrenzende gebieden zoals de Waddenzee.

VERSPREIDING VAN ORGANISMEN De omvang van de gevolgen van de belasting met verontreinigingen hangen ook af van de plaats van lozing en het daarmee gepaard gaande verspreidingspatroon van de verontreiniging. De ecologische waarde van bepaalde zones kan hierbij een rol spelen. Voor de ontwikkeling van een doelmatig en effectief waterkwaliteitsbeleid wordt een ruimtelijke uitwerking dan ook van bijzondere betekenis geacht. Vragen die in relatie tot het waterkwaliteitsbeleid dan ook gesteld kunnen worden zijn onder meer:

- 9.6 -

- welke organismen komen in welke zones voor? - in welke mate wordt deze levensgemeenschap door de waterkwaliteit bepaald c.q. beïnvloed? Zijn er in bepaalde zones waardevolle doch kwetsbare organismen of levensgemeenschappen aan te wijzen?

Uit het onderzoek is gebleken dat het in principe mogelijk is om globale verschillen aan te geven met betrekking tot het voorkomen van organismen tussen een viertal zones. Het aantal gegevens waarover kan worden beschikt is echter nog zeer beperkt, waardoor een wat duidelijker antwoord op de gestelde vragen nog niet is te geven.

Geconcludeerd kan worden dat meer inzicht nodig is in de relaties tussen en relatieve belang en kwetsbaarheid van te onderscheiden organismen en gebieden.

9.5

INVLOED ANTROPOGENE NUTRIENTENBELASTING OP PRIMAIRE PRODUKTIE De belasting van de Noordzee met stikstof en fosfor is de afgelopen decennia aanzienlijk gestegen en zal voor zover nu te overzien voorlopig nog niet zo zijn gereduceerd dat de natuurlijke niveaus weer worden benaderd. Omtrent de gevolgen van deze hoge nutri'éntenbelasting is nog betrekkelijk weinig bekend. Er is wel een vermoeden dat de soortensamenstelling van het fytoplankton zich enigszins heeft gewijzigd, maar betrouwbare kwantitatieve gegevens over de mogelijke verandering van de soortensamenstelling en de primaire produktie zijn niet voorhanden.

Met behulp van een wiskundig model is getracht inzicht te verkrijgen in het verband tussen de antropogene nutriëntenbelasting en de fytoplanktondynamiek en soortensamenstelling in ruimte en tijd. Bij deze modelstudie, die niet meer is dan een eerste aanzet, hebben diverse beperkingen gegolden, zoals: • slechts twee groepen fytoplankton worden onderscheiden, te weten diatomee'én en overige soorten • de beschrijving van de processen zoals graas door zooplankton en bodemwateruitwisseling van nutriënten zijn slechts globaal beschreven door het ontbreken van kennis over die processen

- 9.7 -

• de modelresultaten konden slechts op een beperkt aantal punten worden getoetst door het ontbreken van voldoende meetgegevens • het beschouwde gebied voor de Nederlandse kust is sterk geschematiseerd (7 vakken); ook de beschrijving van het transport van nutriënten en fytoplankton tussen die vakken en over de randen van het model is sterk vereenvoudigd. Uit het modelonderzoek is gebleken dat met behulp van zo'n model aanwijzingen kunnen worden

verkregen

over de gevolgen van de verhoogde

nutriëntenbelasting in de afgelopen decennia (zie hoofdstuk 5 ) . Om deze aanwijzingen beter te onderbouwen en vooral om prognoses te kunnen maken over de gevolgen voor de primaire produktie, verspreiding en soortensamenstelling van het fytoplankton is nader onderzoek nodig. Te noemen zijn daarbij de volgende aspecten: • metingen van de primaire produktie, respiratie en excretie, waarbij ook methodische problemen de aandacht moeten krijgen • kwantificering van de verliesposten van fytoplankton, zoals graas door zooplankton, zoobenthos, de invloed van microheterotrofen, en de invloed van toxische stoffen op deze processen • onderzoek naar soortensamenstelling, ruimtelijke en temporele verspreiding van het fytoplankton om veranderingen te signaleren en met behulp van modellen te analyseren • nadere bestudering van de nutriëntenbelasting, waaronder een beter kwantificeren van de belasting vanuit het zuiden en de bodem-wateruitwisseling.

KOOLSTOFKRINGLOOP Door studies van de koolstofkringloop kan inzicht verkregen worden in de opbouw en functioneren van het ecosysteem. Dit inzicht is vooral noodzakelijk om aan te kunnen geven in hoeverre effecten van verontreinigingen op bepaalde organismen ook doorwerken naar andere organismen en de opbouw en functioneren van het ecosysteem als geheel beinvloeden. Twee duidelijke voorbeelden van deze doorwerking zijn hierbij te geven:

- 9.8 -

- wat zijn de gevolgen van de verandering in de primaire produktie en fytoplankton-soortensamenstelling ten gevolge van de verhoogde nutri'éntenbelasting voor de organismen op de hogere trofische niveaus? - hebben effecten van toxische stoffen op bepaalde organismengroepen ook consequenties voor andere groepen in het ecosysteem? Te denken valt hierbij aan het transport en ophoping van toxische stoffen via voedselrelaties tussen organismen.

De studie heeft zich beperkt tot een vergelijking van de resultaten van de schaarse koolstofkringloopstudies

die in de literatuur

beschikbaar

zijn. De beschikbare gegevens vertonen bovendien een grote spreiding in de waarden van de biomassa's en stofstromen, onder meer door geografische/ seizoens-heterogeniteiten en verschillen in gebruikte meetmethoden. Uit de studie zijn wel aanwijzingen gekomen over verschillen tussen de koolstofkringloop in het kustwater en de open zee, maar het is mede gezien bovenstaande problemen en kennislacunes niet mogelijk conclusies te trekken met betrekking tot de doorwerking van verhoogde nutri'éntenbelasting en toxische stoffen in het ecosysteem. Hiervoor is nader onderzoek nodig, waarbij in aanvulling op de kennisleemten genoemd in met name 9.5 en 9.7, de volgende aspecten in het bijzonder van belang worden geacht: - het transport van organisch materiaal, met name detritus, en de rol van detritus als voedselbron voor onder andere zooplankton - de biomassa en de produktie van de benthi$che levensgemeenschappen, in het bijzonder ook van het meio- en microzoobenthos - de rol van bacteriën bij de omzetting van organische stof - de kwalitatieve en kwantitatieve behoefte en beschikbaarheid van voedsel voor belangrijke groepen van organismen - signaleringsmethodieken voor veranderingen in de koolstofkringloop.

9.7

EFFECTEN TOXISCHE STOFFEN De belasting met toxische stoffen vormt het meest dominante waterkwaliteitsprobleem van de Noordzee, gezien vooral de belastingsomvang en aard van deze stoffen. Nu reeds worden duidelijk verhoogde concentraties ver-

- 9.9 -

ontreinigende stoffen in het water, de bodem en in organismen aangetroffen. Schade aan het functioneren van enkele organismengroepen is al geconstateerd, en grotere schade op langere termijn is zeker niet uit te sluiten. De belangrijkste vragen in verband met het waterkwaliteitsbeleid zijn: - Wat zijn de effecten op organismen en het functioneren van het ecosysteem van de belasting met toxische stoffen op korte en lange termijn? - Tot welk niveau moet de belasting worden teruggebracht om schadelijke effecten te voorkomen?

In deze nota zijn de effecten en risico's van de lozing van toxische stoffen op basis van literatuurgegevens geanalyseerd. Deze gegevens hebben betrekking op: - waargenomen effecten in de Noordzee - concentratie en ophoping in organismen - concentratie-effect studies. Bij deze studie heeft een aantal noodzakelijke beperkingen gegolden en is een aantal problemen geconstateerd met betrekking tot de interpretatie van de gegevens. Kort samengevat betreft dit onder meer: - een beperkt aantal stoffen is beschouwd - het waarnemen van toxische effecten in de Noordzee is door de grootte van het systeem moeilijk; waargenomen effecten zijn moeilijk aan êên bepaalde stof toe te schrijven - de biologische beschikbaarheid van toxische stoffen in water en bodem is niet bekend - de gemeten concentratieranges in water, bodem en organismen zijn groot, mede door analytische problemen - het grootste deel van de conclusies is gebaseerd op laboratoriumproeven, waarvan de resultaten niet zonder meer gelden voor de Noordzee en geen volledig beeld geven van de mogelijke effecten Uit de studie is naar voren gekomen welke stoffen bedreigend zijn. Maar nog duidelijker is gebleken dat gezien bovengenoemde beperkingen er nog grote onzekerheden bestaan omtrent de mogelijke ecologische effecten op korte en lange termijn van de belasting met toxische stoffen. De uitgevoerde analyse geeft ook een aantal aanwijzingen met betrekking tot de

- 9.10 -

aspecten die in het verdere onderzoek de aandacht zouden moeten krijgen. Dit betreft onder meer: - dosis-effect relaties voor meer stoffen en organismen, in het bijzonder ook voor benthische organismen - concentraties en ophoping in de bodem en in organismen in de Noordzee - biologische beschikbaarheid van toxische stoffen - effecten van mengsels van toxische stoffen, met name de synergistische en antagonische werking van stoffen - effecten op het ecosysteem op langere termijn - diepgaandere analyse van de effecten van bepaalde stoffen waaronder koper en olie.

9.8

DISCUSSIE EN CONCLUSIES Uit de beschrijvende en de analysenota blijkt dat over het ecologisch functioneren van de Noordzee en de invloed van de belasting met toxische stoffen en nutriënten nog weinig gegevens beschikbaar zijn. De belangrijkste gegevens waarop de analyse van de waterkwaliteit nu steunt betreffen een beperkt aantal waarnemingen van effecten op hogere organismen en ophoping van organismen (vogels, zeehonden), het aandeel van de antropogene belasting op de concentratieverhogingen, en risico-analyses gebaseerd op laboratoriumstudies.

In deze analysenota zijn een zestal onderwerpen onderscheiden, die elk zeer relevant worden geacht voor het waterkwaliteitsbeheer en -beleid. De analyse heeft een aantal duidelijke bijdragen geleverd met betrekking tot de beoordeling van de waterkwaliteit, maar h!eeft vooral ook aan het licht gebracht wat we niet weten. Dit geldt voor a\ de zes onderwerpen die nader beschouwd zijn in deze nota. Uit de verrichte analyses is een vrij gedetailleerd beeld naar voren gekomen van de kennisleemten met betrekking tot elk van deze onderwerpen.

In het kader van deze achtergrondstudie bij het waterkwaliteitsplan Noordzee is geen aandacht geschonken aan een prioriteitsstelling van de gesignaleerde kennisleemten.

- 9.11 -

Een van de redenen hiervoor is dat de prioriteitsstelling met betrekking tot het onderzoek mede bepaald dient te worden vanuit het beleid: welke beleidsvragen zijn het meest urgent? Een mogelijkheid om vanuit het beleid tot een nadere prioriteitsstelling te komen is om per stof of groep van verwante stoffen na te gaan of er voldoende kennis is om een verantwoord beleid te voeren en of aan te geven is tot welk niveau de belasting terug moet worden gebracht om schadelijke effecten voor het ecosysteem te voorkomen. In deze benadering staan de mogelijke effecten centraal in het onderzoek. De omvang van de benodigde inspanning en aanpak van het onderzoek kan per stof of groep van verwante stoffen verschillen, en dient mede vanuit het voorgenomen beleid te worden bepaald.

Een andere reden waarom prioriteitsstelling in het kader van deze nota niet goed mogelijk is, is dat uit de nota blijkt dat een grote hoeveelheid basiskennis over het ecosysteem (o.a. met betrekking tot transport van opgeloste stoffen en slib, de verspreiding van organismen en de koolstofkringloop) ontbreekt. De hieruit voortkomende kennisbehoefte is min of meer onafhankelijk van de prioriteit die vanuit het beleid aan bepaalde stoffen wordt toegekend. In aansluiting hierop moet vermeld worden dat ook vanuit andere beleidsterreinen dan de waterkwaliteit meer kennis over het ecosysteem van de Noordzee nodig wordt geacht. In de nota Harmonisatie Noordzeebeleid is in verband

hiermee

ook

een

apart

onderzoek Noordzee" geformuleerd.

beleidsvoornemen

"Integraal

ecologisch

LITERATUUR HOOFDSTUK 2 1.

AALST, R.M. van, et al.; Vervuiling van de Noordzee vanuit de atmosfeer; TNO-rapport CL 82/152a, augustus 1983.

2.

ANONYMUS; Quality status of the North Sea; contributions of member countries to the International conference on the protection of the North Sea, 1984.

3.

BENNEKOM, A.J. van; Overlap en verspreiding van Rijn- en Scheldewater in de Noordzee; Nederlands Instituut voor Onderzoek der Zee, in 'Texel 1978', 1978.

4.

BÖHNECKE, G.;

Salzgehalt

und

Strömungen

der Nordsee; Veroeff. Inst.

Meereskd., Berlin AIO, 1922. 5.

DIJKZEUL, A.; De waterkwaliteit van de Maas in Nederland in de periode 1953-1980; Rijksinstituut voor Zuivering van Afvalwater; notanr. 81.048, juli 1981.

6.

DIJKZEUL, A.; De waterkwaliteit van de Rijn in Nederland in de periode 1970-1981; Rijksinstituut voor Zuivering van Afvalwater; notanr. 82.061, juni 1982.

7.

DUINKER, J.C.; Partition of Fe, Mn, Al, K, Mg, Cu and Zn between particulate organic matter and minerals, and its dependence on total concentrations of suspended matter. Special Publ. Int. Ass. Sediment, 5_:451-459, 1981.

8.

DUINKER, J.C. e.a.; Dissolved copper, zinc and cadmium in the Southern Bight of the North Sea. Marine Pollution Bulletin 13_(3): 93-96, 1982.

9.

ECK, B. van, TURKSTRA, E.; SANT, H. van *t; Voorstel referentiewaarden Nederlandse zoute wateren; discussiestuk Ministerie van Volkshuisvesting, Ruimtelijke Ordening en Milieubeheer, oktober 1983.

LITERATUUR HOOFDSTUK 2 (vervolg)

10.

GERRITSEN, H.; Resldual currents, a comparlson of two methods for the computation of resldual currents in the southern half of the North Sea; rapport R1469-III, Waterloopkundig Laboratorium Delft, september 1983.

11.

ICES; Input of pollutants to the Oslo cOmmission area; International Council for the Exploration of the Sea; Co-operative Research Report No. 77, Charlottenlund, Denmark, 1978.

12.

ICES; Atlas of the seas around the British Isles; Fisheries Research Technical Report nr. 20, International Council for the Exploration of the Sea, 1979.

13.

K00Y, L.A. van de; De waterkwaliteit van de Westerschelde in de periode 1964-1981; Rijksinstituut voor Zuivering van Afvalwater, notanr. 82.063, Lelystad, augustus 1982.

14.

KOOY, L.A. van de, STOKMAN, G.N.M.; De waterkwaliteit van de Noordzee 1975-1982; Rijksinstituut voor Zuivering van Afvalwater; notanr. 83.084, Lelystad, oktober 1983.

15.

LAEVASTU, T.; Serial atlas of the marine environment; Vol. 4, Am. Geogr. Soc. New York, 1963.

16.

0TT0, L.; The transit time distribution for the water along the Netherlands coast; Bijdrage aan Hydrografy Commitee, CM, C19, 1976.

17.

POSTMA, L.; A two dimensional water quality model application for Hong Kong coastal waters; Water Science and Technology, 16, 1984.

18.

PRANDLE, D.; Residual Flows and elevations in the southern North Sea; Proc. Roy. S o c , London, A359, p. 189-228, 1978.

19.

PRANDLE, D.; A modelling study of the mixing of 137 Cs in the Seas of the European Continental Shelf; Phil. Trans. R. S o c , London, A310, p. 407436, 1984.


20.

RIZA; Kwaliteitsonderzoek in de Rijkswateren, driemaandelijke publikaties van waterkwaliteitsgegevens; Rijksinstituut voor Zuivering van Afvalwater, Lelystad, div. jaargangen.

21.

RSU; Umweltprobleme der Nordsee; Der Rat von Sachverstandigen flir Umweltfragen, Verlag W. Kohlhammer GmbH, Stuttgart, 1980.

22.

RWS; Waterkwaliteitsplannen voor rijkswateren: - Kustwateren (concept), februari 1983 - IJsselmeergebied, juli 1983 - Zuidelijk Deltabekken (concept), juli 1983 - Benedenrivieren (concept), januari 1983 - Maas, juni 1983 - Noordzeekanaal/Amsterdam-Rijnkanaal, september 1983 - Bovenrivieren, augustus 1983 - Waddenzee (concept), april 1983.

23.

RWS, projektgroep WAKWON; Waterkwaliteitsonderzoek Noordzee, 1980.

24.

SUENDERMAN, J., LENZ, W. (ed.); North Sea Dynamics; Springer-Verlag Berlin Heidelberg, New York, 1983.

25.

SUYLEN,

J.M.;

Quasi-synoptische

saliniteitsmetingen

in

de

zuidelijke

Noordzee (oostzijde); Rijkswaterstaat W&W, rapport 0781 FA, 1981. 26.

TIMMERMAN, H.; Meteorological effects on tidal heights in the North Sea; Koninklijk Nederlands meteorologisch Instituut, De Bilt, 1977.

27.

VOOGT, L.; Een getijmodel van de Noordzee gebaseerd op Jonsdap 1976 meting; Rijkswaterstaat, WWKZ-84 G.006 (concept), 1984.

28.

WIT, J.A.W. de, SCHOTEL, F.M., BEKKERS, L.E.J.; De waterkwaliteit van de Waddenzee 1971-1981; Rijksinstituut voor Zuivering van Afvalwater; notanr. 82.065, september 1982.

LITERATUUR HOOFDSTUK 2 (vervolg) 29.

WL; Herkomst en transport van contaminanten op de Noordzee, relatie tot de dumping van baggerspecie; Literatuurstudie, Waterloopkundig Laboratorium, rapport S598/S599, november 1984.

30.

WL; Waterkwaliteitsplan Noordzee, verslag van onderzoek, deel 3: Activiteiten en bronnen van verontreiniging; Waterloopkundig Laboratorium/ Rijkswaterstaat, rapport R2000-3, maart 1985.


BASTIN, A.; Regionale

sedimentologie

en morfologie van de zuidelijke

Noordzee en van het Schelde estuarium. Thesis, Katholieke Universiteit Leueven, 1974.

2.

BAUDO, R.; The role of speciation in the transfer of heavy metals along the aquatic

food web;

In: Raverra, 0.

(ed.), Ecological aspects of

mercury-selenium interactions in the marine environment; Environ Health Perspect, p. 25-43, 1982. 3.

BERNER, R.A.; Early Diagenesis, a theoretical approach; Princeton Univ. Press. Princeton N.Y., 1980.

4.

BOURG, A.C.M.; Role of fresh/sea water mixing on tracé metals adsorption phenomena; In: Tracé metals in sea water, ed. C S . Wong et al., New York, p. 195-208, 1983.

5.

BOYLE, E.A., SCLATER, F., EDMOND, J.M.; On the marine geochemistry of cadmium; Nature 263: 42-44, 1976.

6.

BREEMEN, A. van, HOPSTAKEN, C.F.A.M., ZUURDEEG, B.W.; in prep. Concept title: Heavy

metals

in a harbour

sludge

landfill and

the processes

affecting heavy metal mobilization, 1985. 7.

BRULAND, K.W.; Oceanographic distributions of cadmium, zink, nikkel and copper in the North Pacific. Earth Planet. Sci. Lett. 47:176-198, 1980.

8.

BRULAND, K.W., FRANKS, R.P.; Mn, Ni, Zn and Cd in the western North Atlantic; In: Tracé metals in sea water, WONG, C S . et al. (eds.), NATO conf. series IV. Plenum, New York, p. 395-414, 1983.

9.

CARTER, C.W., SUFFET, I.H.; Binding of DDT to dissolved humic materials; Environ. Sci. Technol. 16.:735-740, 1982.


10.

CLAYTON,

J..R., PAVLOU,

S.P.,

BREITNER;

Polychlorinated

Blphenyls

in

coastal marine zooplankton: Bioaccumulation by Equilibrium Partitioning; Environ. Sci. Technol. _U:676-685, 1977.

11.

CREUTZBERG, F., POSTMA, H.; An experimental approach to the distribution of mud in the Southern North Sea; Netherlands Journal of Sea Research 13:99-116, 1979.

12.

CRIM, R.E.; Clay mineralogie, McGraw-Hill, New York, 1953.

13.

DECADT, G., BAEYENS, W., GILLAIN, G., DEDEURWAERDER, M., DEHAIRS, F.; An approach to elaborate a passive transport model; Marine environmental Quality Committee C.M./E:39, 1982.

14.

Delft Hydraulics Laboratory; Demerara coastal investigation; report on siltation of the Demerara Bar Channel and Coastal Erosion in Britisch Guiana, 1962.

15.

Delft Hydraulics Laboratory (I. de Vries, C.F. Hopstaken, M. Veul); The influence of nutriënt availabillty on the ecosystem behaviour of Lake Grevelingen; WABASIM-salt report R1310-11, 1984.

16.

Delft Hydraulics Laboratory (N.M. de Rooy); Concept: Mathematical simulation of bio-chemical processes in natural waters by the model CHARON; WABASIM report R1310-10, 1985.

17.

DEXTER, R.N., PAVLOA, S.P.; Mass solubility and aquous activity coefficients of stable organic chemicals in marine environment; Mar. Chem. &:41-53, 1978.

18.

DIJKEMA, K.S.; Vegetatie en beheer van de kwelders en landaanwinningen aan de Waddenzeekust van Noord-Groningen; Mededelingen Werkgroep Waddengebied 2_:l-49, 1975.


19.

DOMINIK, J., FÖRSTNER, U., MANGINI, A., REINECK, H.E.; Pb-210 and Cs-137 chronology of heavy metal pollution in a sediment core from the German Bight; Senckenbergiana Maritima 10:213-228, 1978.

20.

DRONKERS, J.; in prep.: Tide-induced residual transport of fine sediment, 1985.

21.

DUINKER, J.C., ECK, G.T.M, van, NOLTING, R.F.; On the behaviour of Cu, Zn, Fe and Mn and evidence for mobilization processes in the Dutch Wadden Sea; Neth. J. Sea Res. 1:214-239, 1974.

22.

DUINKER, J.C., NOLTING, R.F.; Distribution model for particulate tracé metals in the Rhine estuary, Southern Bight and Dutch Wadden Sea; Netherlands Journal of Sea Research 10:71-102, 1976.

23.

DUINKER, J.C.; Partition of Fe, Mn, Al, K, Mg, Cu and Zn between particulate organic matter and minerals, and lts dependence on total concentrations of suspended matter; Special Publ. Int. Ass. Sediment _5/. 451-459, 1981.

24.

DUINKER, J.C., NOLTING, R.F.; Dissolved Copper, Zinc and Cadmium in the Southern Bight of the North Sea; Marine Pollution Bulletin L3(3):93-96, 1982.

25.

EDZWALD, J.K., UPCHURCH, J.B., O'MELRA, C.R.; Congulation on estuaries, Environmental Science and Technology 8/.58-63, 1974.

26.

EISMA, D., KALF, J.; Distribution and partiele size of suspended matter in the Southern Bight of the North Sea and the Eastern Channel; Netherlands Journal of Sea Research 13:298-324, 1979.

27.

EISMA, D., KALF, J.; The formation of small particles and aggregates in the Rhine estuary; Netherlands Journal of Sea Science 14:172-191, 1980.


EISMA, D.; Supply and deposition of suspended matter in the North Sea. Special Publs. int. Ass. Sediment 5..-415-428, 1981.

29.

ENGLER, R.M., BRANNON, J.M., ROSÉ, J., BIGHAM, G.; A practical selective extraction procedure for sediment characterization; 168th Meet. Am. Chem. Soc. Atlantic City, N.Y., 1974.

30.

FÖRSTNER, U., REINECK, H.E.; Die Anreicherung von Spurelementen in den rezenten Sedimenten eines Profilkernes aus de!r Deutschen Bucht; Senckenbergiana Marit. 6.: 175-184, 1974.

.31.

FOWLER, S.W.; Tracé elements in zooplankton particulate products; Nature 269:51-53, 1977.

32.

GIBBS, R.J.; Transport phases of transition metals in the Amazon and Yukon Rivers; Geol. Soc. Am. Buil. 88_:829-843, 1977.

33.

GROOT, A.J. de, SAL0M0NS, W., ALLERSMA, E.;; Processes affecting heavy metals in estuarine sediments; In: Estuarine Chemistry, ed. J.D. Burton et al., Academie Press, London,131-157, 1976.

34.

GROOT, S.J. de; Een overzicht van onderzoek betrekking hebbende op de invloed van menselijke activiteiten op het bodemleven; RIVO rapport CA8305a, 1983.

35.

GULLENTOPS, F., MOENS, M., RINGELE, A., SENGIER, R.; Geologische kenmerken van de suspensie en de sedimenten; Projekt êe, Eindverslag (Sedimentologie) deel 4:1-121, 1977.

36.

HEINRICHS, H.j Die Untersuchung von Gesteinen und Gewassern of Cd, Sb, Hg, TL, Pb und Bi mit ASS; Thesis Univ. Göttingen, 1975.

37.

HELDER, W.; Aspects of the nitrogen cycle in Wadden Sea and Ems-Dollard estuary with emphasis on nitrification; Theses Univ. Groningen, 1983.


HESTER, K., BOYLE, E.A.; Water chemistry control of cadmium content in recent benthic foraminifera; Nature 298:260-262, 1982.

39.

H0UB0LT, J.J.H.C.; Recent sediments in the Southern Bight of the North Sea; Geologie en Mijnbouw 47:245-273, 1968.

40.

HUNT, C D . , SMITH, D.L.; Remobilization of metals from polluted marine sediments; Can. J. Fish. Aquat. Sci. 42:132-142, 1983.

41.

KIRBY, R., PARKER, W.R.; The physical characteristics and environmental signiflcance of fine sediment suspensions in estuaries; Symposium Estuaries, Geophysics and the Environment; Geophysics Research Board, 1977.

42.

KIRBY, R., PARKER, W.R.; Fine sediment relevant to dredging practlce and control; Proceedings of the 2nd Int. Symposium on Dredging Technology; Texas, A&M University, p. 15-26, 1980.

43.

KOPP, J.F., KRONER, R.C; Tracé metals in waters of the united states; Fed. Water Poll. Control, 1968.

44.

KREMLING, K.; Tracé metal fronts in European shelf waters; Nature 303:225227, 1983.

45.

KRONE, R.B.; Flume studies of the transport of sediment in estuarial shoaling processes; Univ. California, Hyd. Eng. Lab. and Sanit. Eng. Res. Lab., 1962.

46.

KRUYT, H.R.; Colloid Science, Volume I, Elsevier Publ. Co., 1952.

47.

MARTIN,

J.H.,

KNAUER,

G.A.;

The

elemental

composition

of

plankton;

Geochimica et Cosmochimica Acta 3,7:1639-1653, 1973.

48.

McCAVE, I.N.; Mud in the North Sea; In: North Sea Science, ed. E.D. Goldberg, MIT press, p. 75-100, 1973.


49.

MORRA, R.H.J., OUDSHORN, H.M., SVASEK, J.N., VOS, F.J.; De zandbweging in het getijgebied van zuid-west Nederland; Rapport deltacommissie, staatsdrukkerij The Hague, deel 5: bijdrage IV.6, 1961.

50.

OWEN, M.W.; Problems in modelling of transport, erosion and deposition of cohesive sediments; In: The Sea, E.D. Goldberg et al. (eds.), vol. 6, p. 515-537, 1977.

51.

PARTHENIADES, E.; Erosion and deposition of Cohesive materials; In: River Mechanics, H.W. Shen (ed.), Colorado State Univ., Fort Collins, Colorado, 1971.

52.

PATCHINEELAM, S.R., FÖRSTNER, U-; Bindungsôrmen von Schwermetallen in marinen sedimenten; Senckenbergiana maritima ,9_: 75-104, 1977.

53.

PEIRCE, T.J., WILLIAMS, D.J.; Experiments on certain aspects of sedimentation of estuarial muds; Proc. Inst. Civ. Engrs. 34: 391-402, 1966.

54.

POSTMA, H.; Sediment transport and sedimentation in the estuarine environment; In: Estuaries, G.H. Lauff (ed.), Am. Assoc. Adv. Sci., Washington D.C, p. 158-179, 1967.

55.

POSTMA, H.; Transport and budget of organic matter in the North Sea; In: North Sea Science, ed. E.D. Goldberg, MIT prêss:326-333, 1973.

56.

RIZA; Kwaliteitsonderzoek in de Rijkswateren; driemaandelijkse publicaties van waterkwaliteitsgegevens; Lelystad, 2e kwartaal 1975-le kwartaal 1983.

57.

RIZA (Stokman, G.N.M., L.A. van de Kooij); De waterkwaliteit van de Noordzee in de periode 1975-1983; resultaten van het routinematig onderzoek; nota 83.084, 1983.

58.

RHOADS, D.C., YOUNG, D.K.; The influence of deposit-feeding organisms on sediments stability and community trophic structure. J. Mar. Res. 28:150178, 1970.


59.

Rotterdam; Milieu-aspecten onderhoudsbaggerspecie; Analyseresultaten monstercampagne 1981 deel b, gemeentewerken Rotterdam-RWS, 1981.

60.

RUTGERS VAN DER LOEFF, M.M.; Regeneration of nutrients in Dutch coastal sediments; Thesis Univ. Groningen, 1981.

61.

RWS, Dir. W & W, Vlissingen (M. Meulenberg); De zoutgehalten in de Westerschelde en het mondingsgebied en de veranderingen ervan ten gevolge van de Deltawerken, Nota 74.2, 1974.

62.

RWS, Dir. W & W, distr. Kust en Zee (J.C. Gossê); A preliminary investigation into the possibility of erosion in the area of the Flemisch banks; nota FA7702.

63.

RWS, projektgroep WAKWON; Waterkwaliteitsonderzoek Noordzee; zwevend-stof, deel 1-6, II-6, 1980.

64.

RWS, Dir. W & W, distr. kust en zee, Hellevoetsluis; Metingen sedimentvertikalen kustgebied, omgeving Loswal Noord, nr. 81-71288, 1981.

65.

RWS, Dir. W & W, distr. Kust en Zee (J.P. Swart); Onderzoek oppervlaktebemonstering slib in de Westerschelde periode 1969-1980; Vlissingen, nota WWKZ-82.V003, 1982.

66.

SAL0MONS, W., HOFMAN, P., BOELENS, R., MOOK, W.G.; The oxygen isotopic compositions of the fraction less than 2 mi-crons (clay fraction) in recent sediments from Western Europe; Marine Geology 18:23-28, 1975.

67.

SALOMONS, W., GROOT, A.J.

de; Pollution

history

of tracé metals in

sediments, as effected by the river Rhine; Delft Hydraulics Laboratory Publication

184. Also

in: Environmental biogeochemistry

biology, ed. W.E. Krumbein, volume 1:149-164, 1977.

and geomicro-


SALOMONS, W., FÖRSTNER, U.; Tracé metal analysis on polluted sediments, Part II, Assessment of sources and intensities; Environ. Technol. lett. j, .-506-517, 1980.

69.

SALOMONS, W., EYSINK, W.D.; Pathways of mud and particulate metals from rivers to the Southern North Sea; WL Publication 253, 1981.

70.

SALOMONS, W., FÖRSTNER, U.; Metals in the hydrocycle. Springer Verlag Berlin, 1984.

71.

SALOMONS, W., R00Y, N.M. de, KERDIJK, H.N., BRIL, J.; Sediments as a source of contaminants; Into workshop on contaminants, U.K., 1985.

72.

SCHUILING, R.D.; De natuurlijke erosie als basisniveau voor het transport van elementen; Chemisch weekblad, februari nummer, 1974.

73.

STRIDE, A.H.; Sediment transport by the North Sea; In: North Sea Science, E.D. Goldberg (ed.), MIT press, p. 101-130, 1973.

74.

STUMM, W., BACCHINI, P.; Man made perturbation in laes; In: Lerman, A. (ed.), Lakes-chemistry, geolog., physics. Springer, New York, Berlin, p. 91-126, 1978.

75.

SULLIVAN, K.F., ATLAS, E.L., GIAM, G.S.; Adsorption of phtalic acid esters from seewater; Environ. Sci. Technol. 16,:428-432, 1982.

76.

SUMER, S.M., DEIGAARD, R.; Experimental inveëtigation of motions of suspended heavy particles and the bursting process; Inst. of Hydrodynamics and Hyd. Eng. Techn. Univ. of Denmark, series paper 23, 1979.

77.

SUNDERMAN, J., KLÖKNER, R.; Sediment transport modelling with applications to the North Sea; In: North Sea Dynamics, ed. Sundermann/ Lenz, Springer Verlag, Heidelberg, 1983.


78.

SWANSON, R.A., DUTT, G.R.; Chemical and physlcal processes that affect atrazitie and distributlon in soil system; Soil Sci. Soc. Amer. Proc. 37:872-876, 1973.

79.

TERWINDT, J.H.J.; Mud transport in the Dutch Delta area and along the adjacent coastline; Netherlands Journal of Sea Research ,3_:505-531, 1967.

80.

TERWINDT, J.H.J.; Mud

in the Dutch Delta area. Geologie en Mijnbouw

56:203-210, 1977.

81.

THAYER, J.S., BRINCKMAN, F.E.; The biological methylation of metals and metalloids. Adv. Organomet. Chem. 20:313-356, 1982.

82.

TH0RN, M.F.C.; Deep tidal flow over a fine sandbed; 16th congres International Association for Hydraulic Research, Soa Paulo, Paper A27, p. 217233, 1975.

83-

TREFRY, J.H., PRESLEY, B.J.; Heavy metal transport from the Mississippi River to the Gulf of Mexico; In: Windom, H.L., Duce, R.A. (eds.), Marine Pollution Transfer, Health & Co. Lexington, p. 39-76, 1976.

84.

TUREKIAN, K.K., WEDEP0HL, K.H.; Distributlon of the elements in some major units of the earth's crust; Bulletin of the Geological Society of America 7J.:175-192, 1961.

85.

TURNER, D.R., WHITFIELD, M.; Chemical definition of the biological available fraction of tracé metals in natural waters; Thalassia Yugoslavia 16:231-241, 1980.

86.

TURNER, D.R., WHITFIELD, M., DICKS0N, A.G.; The equilibrium speciation of dissolved components in fresh water and water at 25*C and 1 atm; pressure; Geochim. Cosmochim Acta 45:855-881, 1981.


Waterkwaliteitsplan Noordzee, verslag van onderzoek; deel 2: De ecologie van de Noordzee, A; Beschrijving (hoofdstuk 2.4, wateren bodemkwaliteit); Rijkswaterstaat en Waterloopkundig Laboratorium; R2000-2, 1985.

88.

Waterkwaliteitsplan Noordzee, verslag van onderzoek; deel 3: Activiteiten en bronnen van verontreiniging; Waterloopkundig Laboratorium, R2000-03, 1985.

89.

Waterloopkundig Laboratorium; Milieuchemische aspekten van het storten van baggerslib uit de Maasmond, de Botlek- en de Waalhaven in het Oostvoornse Meer; rapport M1501/M1549, 1980.

90.

Waterloopkundig Laboratorium (W. van Leussen); Getijgootonderzoek, Onderzoek naar de transportmechanismen van slib in zout/zoetomstandigheden, conceptnota nr. 2, M 896, Delft, 1981.

91.

Waterloopkundig Laboratorium

(W. Salomons, W.D. Eysink, H.N. Kerdijk);

Inventarisatie en geochemisch gedrag van zware metalen in de Schelde en Westerschelde; Verslag onderzoek M1640/M1736^ 1981.

92.

Waterloopkundig Laboratorium (W. Salomons, H.N. Kerdijk); Metalen in boorkernen en oppervlaktesedimenten van de Noordzee, verslag onderzoek M1676, 1983.

93.


(W. Salomons); Herkomst

en transport van

contaminanten op de Noordzee en relatie tot baggerspeciedumping; Delft Hydraulics Laboratory, literatuurstudie S598/S599 (concept) hoofdstuk 3:351, 1984.

94.

Waterloopkundig Laboratorium (W. Chardon); Herkomst en transport van contaminanten op de Noordzee, en relatie tot baggerspeciedumpingen, literatuurstudie S598/S599 hoofdstuk 4:53-78, 1984-


95.

WOOD, J.M.;

Biological

cycles

for toxic elements

in the methylering

environment; Science 212:324-326. 1974. 96.

YALIN, M.S.; Mechanics of sediment transport; Pergamon press New York, 2e ed., 1977.


ADAMS, J.A.; Biological subdivision of the North Sea. In: Flushing times of the North Sea. ICES cooperative research report no. 123, (1983).

2.

BRAARUD, T.; RINGDAL-GAARDNA, K.; GR0NTVED, Jul.; The phytoplankton of the North Sea and adjacent waters in May 1948. Rapp. Pr.v. Cons. Perm. Int. Expl. Mer. 132, (1953), pp. 1-89.

3.

BOSSCHIETER, J.R.; Inventarisatie van ecologisch kwetsbare gebieden langs de Nederlandse kust. Deelproject II. Vissen én Benthos. Rijkswaterstaat, Directie Noordzee. Rapp. nr. NZ-R-82.33, (1981).

4.

CAMPHUYSEN; Vogels van de Noordzee (Nederlands deel Continentaal Plat). Bureau Ecoland Leeuwarden, (1984).

5.

COLEBROOK, J.M.; Bult. Mar. Ecol. 6_, (1964), pp. 78-100.

6.

CREUTZBERG, F.; WAPENAAR, P.; DUINEVELD, G.; LOPEZ-LOPEZ, N.; Distribution and density of the benthic fauna in the Southern North Sea in relation to bottom characteristics and hydrographic conditions. Rapp. Pr.v. Cons. Int. Expl. Mer. 183, (1984), pp. 101-110.

8.

DANKERS, N.; BINSBERGEN, M.; ZEGERS, K.; De effecten van zandsuppletie op de fauna van het strand van Texel en Amelandi Rijksinstituut voor natuurbeheer Texel, rapport nr. 83/6, (1983).

9.

EISMA, D.; The distribution of benthic mariije molluscs of the main Dutch Coast. Neth. J. Sea. Res. 3_> (1966), pp. 107-3-63.

10.

EVENS, P.G.H.; Cetaceans in Britisch Waters. Mammal Review 10, (1980), pp. 1-52.


FRANSZ, H.G.; Productiviteit van het zooplankton in de Zuidelijke Bocht van de Noordzee. Vakblad van Biologen 57 (17), (1977), pp. 288-291.

12.

FRASER, J.H.; Zooplankton indicator species in the North Sea; Serial Atlas of the marine environment. Folia 8; W. Webster ed. Am. Geogr. Soc. New York, (1965).

13.

GIESKENS, W.W.C.; Primaire produktie en eutrofiëring in de Zuidelijke Noordzee. Vakblad van Biologen 57 (16), (1977), pp. 267-270.

14.

GIESKENS, W.W.C.; KRAAY, G.W.;

Primary production and

consumption of

organic matter in the southern North Sea during the spring bloom of 1975. Neth. J. Sea Res. jj^(2), (1977), pp. 146-167. 15.

GIESKENS, W.W.C.; KRAAY, G.W.; Phytoplankton, its pigments, and primary production at a central North Sea station in May, July and September 1981. Neth. J. Sea Res. JJKl/2), (1984), pp. 51-70.

16.

GLEMAREC, M.; The benthic communities of the European Continental North Atlantic Continental Shelf. Oceanog. Mar. Biol. Ann. Rev. 11, (1973), pp. 263-289.

17.

GOVAERE, J.C.R.; Numerieke analyse van het Macrobenthos in the Southern Bight (Noordzee). Proefschrift, R.U. Gent, Faculteit der Wetenschappen, (1978).

18.

GOVAERE, J.C.R.; DAMME, D. van; HEIP, C ;

CONINCK, L.A.P. de; Benthic

Communities in the Southern Bight of the North Sea and their use in ecological monitoring. Helgol'ander Meeresuntersuchungen 33, (1980), pp. 507521.

19.

GROOT, S.J. de; The impact of bottom trawling on benthic fauna of the North Sea; Ocean Managament 9_, (1984), pp. 177-190.


20.

JONES, N.S.; Marine bottom communities. Biological Review jJ5_, (1950), pp. 283-313.

21.

KIRKEGAARD, J.B.; Production of Polychaetes on the Doggersbank in the North Sea. Meddr. Denm. Fisk-og Hav. N.S. 7_> (1977), pp. 479-509.

22.

LANGE, G.J.; HUMMEL, H.; Beschrijving van het abiotisch en biotisch milieu van het Nederlands Continentaal Plat; Stunet rapport tevens Intern Rapport NIOZ 1978-3, (1978).

23.

LEEWIS, R.J.; Unpublished data.

24.

PETERSEN, G.H.; The density, biomass and origen of the bivalves of the central North Sea. Meddr. Denm. Fisk-og Hav. N.S. 7_, (1977), pp. 221-273.

25.

PETERSEN, C.G.J.; The Sea bottom and its production of fish food. A survey of the work done in connection with the valuation of Danish waters from 1883-1917; Rep. Dan. Stat. 25_, (1918), pp. 1-62.

26.

PINGREE, R.D.; HOLLIGAN, D.H.; MARDELL, G.T.; The effects of vertical stability on phytoplankton distributions in the summer on the North-west European shelf. Deep-Sea research 15_, (1978), pp. 1011-1028.

27.

P0DAMO, J.; Essai de bilan annuel du transfert de 1'azote dans Ie basis de chasse d'Ostende. CIPS. Technical Report/1973 Biol. 05, (1973).

28.

RACH0R, E.; Biomass distribution and production estimates of macroendofauna in the North Sea. ICES CM: 12, (1982).

29.

RAYM0NT, J.E.G.; Plankton and productivity on the oceans. 2nd edition. Vol. II. Zooplankton. Pergamon Press. Oxford eo., (1981).


30.

REID, P.C.; ROBINSON, G.A.; HUNT, H.G.; Spatial and temporal patterns of marine blooms in the North-eastern Atlantic and North Sea from the Continuous Plankton Recorder Survey. ICES Special Meeting on the causes, dynamics and effects of exceptional Marine blooms and related events. A.6, (1984).

31.

URSIN, E.; A quantitative investigation of the Echinoderm fauna of the Central North Sea. Meddr. Denm. Fisk-og.Hav. N.S. 2_, (1960), pp. 1-204.


FRANSZ, H.G.; Carbon dynamics in the food web of the south-eastern NorthSea; a

simulation

study;

In: Progress

in ecological engineering and

management by mathematical modelling, ed. D.M. Dubois. Edition Cebedoc, Liège, (1979), p. 701-713. 2.

FRANSZ, H.G.; GIESKES, W.W.C; The unbalance o| phytoplankton and copepods in the North Sea; Rapp. P.-v. Reun. Cons. Int. Explor. Mer., 183, (1984), p. 218-225.

3.

GIESKES, W.W.C; KRAAY, G.W.; The phytoplankjton spring bloom in Dutch coastal waters of the North Sea; Neth. J. of Sea Res. 9_(2),

(1975), p.

166-196. 4.

JOIRIS, C.;

BII/uEN, G.;

LANCELOT, C ;

DARÖ, M.H.; MOMMAERTS, J.P.;

BERTELS, A.; BOSSICART, M.; NIJS, J.; HECQ, J.H.; A budget of carbon cycling in the Belgian coastal zone: relativei zones of zooplankton, bacterioplankton and benthos in the utilization óf primary production; Neth. J. of Sea Res. JL6_, (1982), p. 260-275.

5.

KAMATAN, A.; Regeneration of Inorganic nutriènts from diatom decomposition; Journal of the Oceanographical Society ;of Japan 25, (1969), p. 6374.

6.

LUND, J.W.G.; The ecology of fresh water fytoplankton; Biol. Rev., Vol. 40_, (1965), p. 231-293.

7.

OFFICER, C.B.; RYTHER, J.H.; The possible impórtance of silicon in marine eutrophication; Marine Ecology Progress Series 3_> (1980), p. 83-91.

8.

Rijkswaterstaat, Projectgroep

WAKWON; WAKWON

data-systeem, Rijkswater-

staat, Dienst Informatieverwerking, periode 1975-1982.

9.

RILEY, G.A.; Phytoplankton of the North Central Saragossa Sea; LImnol. Oceanogr. 2_, (1957), p. 252-270.


10.

RUTGERS VAN DER LOEFF, M.M.; Nutrients in the interstitlal waters of the Southern Bight of the North Sea; Neth. J. Sea Res. ^ ( 2 ) , (1980), p. 144171.

11.

SALOMONS, S.; Herkomst en transport van contaminanten op de Noordzee, relatie tot dumping van baggerspecie; S598/S599, Waterloopkundig Laboratorium, 1984.


ANDERSEN, K.P.; URSIN, E.; A multispecies ex
2.

AZAM,

F.;

FENCHEL,

T.j

FIELD,

J.G.;

GRAY, J.S.;

MEYER-REIL,

L.A.;

THINGSTAD, F.; The ecological role of waterTColumn microbes in the Sea; Marine Ecology 10, (1983), pp. 257-263.

3.

BEUKEMA, J.J.; Quantitative data on the benthos of the Wadden Sea proper. In: Dankers, N., Kuhl, H., Wolff, W.J. (eds.); Invertebrates of the Wadden Sea; Wadden Sea Working Group Report 4, Stichting Veth, Leiden, (1981), pp. 134-142.

4.

BODDEKE, D.;

Het Hollands kustgebied, een nieuwe Waddenzee; Visserij

36(2), (1983). 5.

CADEE, G.C.; HEGEMAN, H.; Primary production of phytoplankton in the Dutch Wadden Sea; Neth. J. Sea Res. 8_(2), (1974), p> 240-259.

6.

C0LEBR00K, J.M.; Continuous plankton records: seasonal variations in the distribution and abundance of plankton in the North Atlantic Oceati and the North Sea; J. of Plankton Res. 4^3), (1982), pp. 435-462.

7.

CUSHING, D.M.; Sources of variability in the North Sea ecosystems; In: Sundermann, J. and W. Lenz; North Sea Dynamics, Springer Verlag, Berlin, (1983), pp. 498-516.

8.

DETHLEFSEN, V.; VON WESTERNHAGEN, H.; Oxygen deficiency and effects on bottom fauna in the eastern German Bright 1982; Meeresforschung/Rep. Mar. Res. 30(1), (1983), pp. 42-53.

9.

FRANSZ, H.G.; Productiviteit van zooplanktonI in de zuidelijke bocht van de Noordzee; Vakblad van Biologen 5_7_, (1977), p. 288-291.


10.

FRANSZ, H.G.; List of the zoöplankton species of the Wadden Sea; In: Dankers, N., Kuhl, H., Wolff, W.J. (eds.); Invertebrates of the Wadden Sea; Wadden Sea Working Group Report 4, Stichting Veth, Leiden, (1981), p. 12-23.

11.

FRANSZ, H.G.; GIESKES, W.W.C.; The unbalance of phytoplankton and copepods in the North Sea; Rapp. P.-v. Reun. Cons. Int. Explor. Mer., 183, (1984), p. 218-225.

12.

GIESKES, W.W.C.; Primaire produktie

en eutrofiëring

in de zuidelijke

Noordzee; Vakbl. Biol. L6_(57), (1977), pp. 267-270.

13.

GIESKES, W.W.C.; KRAAY, G.W.; Continuous Plankton Records: Changes in the plankton of the North Sea and its eutrophic Southern Bight from 1948 to 1976; Neth. J. Sea Res. U_(3/4), (1977), pp. 334-364.

14.

GIESKES, W.W.C.; KRAAY, G.W.;

Primary

production

and

consumption of

organic matter in the Southern North Sea during the springbloom of 1975; Neth. J. Sea Res. _U_(2)> (1977a), pp. 146-167.

15.

JOIRIS, C ;

BILLEN, G.;

LANCELOT, C ;

DARO, M.H.; MOMMAERTS, J.P.;

BERTELS, A.; BOSSICART, M.; NIJS, J.; HECQ, J.H.; A budget of carbon cycling in the Belgian coastal zone: relative roles of zooplankton, bacterioplankton and benthos in the utilization of primary production; Neth. J. Sea Res. 16_, (1982), p. 260-275.

16.

KAT, M.; Dinophysis acuminata blooms in the Dutch coastal area related to diarrhetic mussel poisoning in the Dutch Wadden Sea; Sarsia 68, 1983, p. 81-84.

17.

KUIPERS, B.R.; DE WILDE, P.A.W.J.; CREUTZBERG, F.; Energy flow in a tidal flat ecosystem; Mar. Ecol. Prog. Ser. _5_, (1981), pp. 215-221.

LITERATUUR HOOFDSTUK 6 (vervolg) 18. LANGE, G.J. de; HUMMEL, H.; Beschrijving van het abiotische en biotisch milieu van het Nederlands continentaal plat; STUNET-rapport; Intern rapport NIOZ 1978-3, (1978). 19. NIHOUL, J.C.J.; POLK, P.; Projekt Zee; Boekdeel 8; Trofische ketens en cyclus der nutriënten; Nationaal onderzoeks- en ontwikkelingsprogramma leefmilieu en water; Diensten van de Eerste Minister Programmatie van het Wetenschapsbeleid; Brussel (België), (1976), 339 pp.

20. NIHOUL, J.C.J.; DE CONINCK; Projekt Zee; Boekdeel 7; Inventaris van de fauna en flora; Nationaal onderzoeks- en ontwikkelingsprogramma leefmilieu en water; Diensten van de Eerste Minister Programmatie van het Wetenschapsbeleid; Brussel (België), (1977), 450 pp.

21. PARSONS, T.; TAKAHASHI, M.; Biological oceanographic processes; Pergamon Press (Oxford), (1973), 186 pp.

22. Rat Von Sachverstandigen Für Umweltfragen; Umwelt-probleme der Nordsee; Kohlhammer Verlag, Stuttgart, Mainz, (1980), 503 pp.

23. REID, P.C.; Large scale changes in North Sea phytoplankton; Nature, 275, (1975), p. 217-219.

24. REID, P.C.; Continuous Plankton Records: Large' scale changes in the abundance of phytoplankton in the North Sea fróm 1958 to 1973; Rapp. P.-v. Reuni Cons. Int. Explor. Mer. 172, (1978), p. 384-389. 25. SMIT, C.J.; Production by Invertebrates and consumption by birds in the Dutch Wadden Sea; In: Smit, C.J. and Wolff, W.J. (eds.); Birds of the Wadden Sea; Wadden Sea Working Group Report 6, Stichting Veth, Leiden, (1980), pp. 290-301.

26. STEELE, J.H.; The structure of marine ecosystejms; Harvard University Press. Cambridge, (1974), p. 1-128.


27.

TANGEN, K.; Blooms of Gyrodinium aureolum (Dynophyceae) in North European waters, accompanied

by mortality

in marine organisms; Sarsia, 62(2),

(1978), pp. 123-133. 28.

WEISSE, T.; Feeding

of

calanoid

copepods

in relation

to Phaeocystis

pouchetii blooms in the German Wadden Sea of Sylt; Marine Biology 74(1), (1983), pp. 87-95.

29.

WILLIAMS, P.Leb.; Incorporation of microheterotrofic processes into the classical paradigm of the plankton food web; Kieler Meersesforsch. Sonderheft 5, (1981), pp. 1-29.

30.

ZIJLSTRA, J.J.; Quantitative aspects of the role of fishes in Wadden Sea food chains; In: Dankers, N., Wolff, W.J., Zijlstra, J.J. (eds.); Fishes and fisheries of the Wadden Sea; Wadden Sea Working Group Report 5, Stichting Veth, Lelden, (1978), p. 124-138.


Agricultural Research Council; Third Report of the Research Committee on Toxic Chemicals, London, 1970, p. 1-69.

2.

AMLACHER, E.; Taschenbuch der Fischkrankheiten (3.A), Stuttg., N. York (G. Fischer) Veb. Gustav Fischer Verlag Jena 1961, 1976.

3.

BAHNER, L.H.; WILSON, A.J.; SHEPPARD, J.M.; PATRICK, J.M.; GOODMAN, L.R.; WALSH, G.E.; Kepone bioconcentration, accumulation, loss and

transfer

through estuarine food chain, Chesea Peake Science, Vol. 18, 1977, pp. 299-308.

4.

BAMBER, R.N.; The benthos of a marine fly-ash dumping ground, Journal of the Marine Biological Association 64(1), 1984, pp. 211-227.

5.

BASCOM, W.; The non-toxicity of metals in the sea, Mar. Technol. Soc. J. 17 (1), 1983, pp. 59-66.

6.

BRYAN, G.W.; Bio accumulation of marine pollutants, Phil. Trans. R. Soc. Lond. B.. 286, 1979, pp. 483-505.

7.

CASPERS, H.; Der Einfluss der Elbe auf die Veruntreinigung der Nordsee, Helgolaender Wiss. Meeresunters. H

8.

(1-4), 1968, pp. 422-434.

CASPERS, H.; Ecological effects of sewage sludge on benthic fauna off the German North Sea coast, Progr. Wat. Tech. 9_(4), 1978, pp. 951-956.

9.

CASPERS, H.; Die Entwicklung der Bodenfauna in Klaerschlamm - Verklappungsgebied von der Elbe - Muendung, Arbeiten des Deutschen Fischerei Verbandes 27, 1979, pp. 109-134.

10.

C.I.V., Centraal Instituut voor Voedingsonderzoek, rapport R4862, Organochloorverbindingen, kwik, arseen en cadmium in verse consumptievis, mosselen, en garnalen, 1975.


COPIUS PEEREBOOM, J.W.; Chemie, mens en milieu, ISBN 90 232 1367 x, Van Gorcum, Assen, 1976.

12.

DUINKER, J.C.; HILLEBRAND, M.T.J.; BOON, J.P.; Organochlorines in benthic invertebrates and sediments from the Dutch Wadden Sea; identification of individual PCB components, Neth. J. Sea Res. 17(1), 1983, pp. 19-38.

13.

ECK, B. van; TURKSTRA, E.; SANT, H. van 't; Voorstel referentiewaarden Nederlandse zoute wateren, 1984, DDMI, RIZA, DGMH/BWS/W.

14.

Ecologische kwaliteitsdoelstellingen voor Nederlandse oppervlaktewateren, Subgroep 1 van werkgroep V van de CUWVO, Concept nr. 7, juni 1984.

15.

EG-richtlijn; 76/464/EEG, betreffende verontreinigingen veroorzaakt door bepaalde gevaarlijke stoffen, die in het aquatisch milieu van de Gemeenschap worden geloosd, dd. 4 mei 1976 (Publicatieblad nr. L129/23).

16.

ELLEN, G.; Het voorkomen van metalen in voedsel, Voeding, 38(9), 1977, pp. 443-460.

17.

ERNST, W.; Pestizide im Meerwasser, Aspekte der Speicherung, Ausscheidung und

Umwandlung

in marinen

Organismen, Schriftenr. Ver. Wass. Boden-

Lufthyg. 46, 1975.

18.

ESSINK, K.; The effect of pollution by organic waste on macrofauna in the eastern Dutch Wadden Sea, NIOZ publication series 1978-1, 1978, pp. 1-135.

19.

FISCHER, H., Shell weight as an independent variable in relation to cadmium content of molluscs, Mar. Ecol. Prog. Ser. 12., 1983, pp. 59-75.

20.

FRAZIER, J.M.; GEORGE, S.G.; Cadmium kinetics in oysters. A comparative study of Crassostrae gigas and Ostrea edulis, Marine biology 7j3, 1983, pp. 55-61.


21.

FREEMAN, H . C ,

UTHE, J.F.;

Effects

of PCB's

in Atlantic Cod

(Gadus

morrhua), Mar. Poll. Buil. 10 (3), 1979.

22.

ICES; International Council for the Exploration of the Sea, The ICES Coordinated

Monitoring

Programme

in the Nort}h Sea, 1974, Cooperative

Research Report, No. 58, 1977.

23.

ICES; International Council for the Exploration of the Sea, The ICES Coordinated Monitoring Programme 1975 and 1976 - Cooperative Research Report No. 72, 1977.

24.

KARJARLA, T.; Some studies on the disposal of iron wastes at sea, M.Sc. Thesis. Abo Akademi Institutionen for analytisch Kemi, 1980.

25.

KERKHOFF, M.A.T.; BOER, J. de; PRONK, R.; PCB-gehalten in levers van kabeljauw en heek afkomstig uit de Noordzee, de Golf van Biscaye en de Atlantische Oceaan, Visserij 8, 1977, 488 p.

26.

KERKHOFF, M.A.T.; BOER, J. de; De analyse van kabeljauwlever uit de Noordzee, RIVO-rapport CA 79-03, 1979.

27.

KOCK, W.Chr. de; MARQUENIE, J.M.; De experimentele toepassing van de Mossel, Mytilus Edulis, L., bij het meten van zware metalen en organische micro-verontreinigingen

in Nederlandse kustwateren, TNO-rapport: MD-N&E

81/2, Delft, The Netherlands, 1981.

28.

KOCK, W.Chr. de; COMPAAN, H.; BRUINS VAN TONGEREN, A.j BRUIN, P. de; Gehalten van een aantal PCB-lsomeren in de mossel, Mytilus edulis; retrospectieve trendmetingen 1971-1982, TNO-rapport R 83/32, Delft, The Netherlands, 1983.

29.

KOEMAN, J.H.;

The

occurrence

and

toxicological

implications

of some

chlorinated hydrocarbons in the Dutch coastal area in the period from 1965 to 1970, Utrecht (Thesis), 1971.


30.

KOEMAN, J.H.; GENDEREN, H. van; Tissue levels in animals and effects caused by chlorinated hydrocarbon insecticides, chlorinated biphenyls and mercury in the marine environment along the Dutch coast. In: M. Ruivo (ed.) Marine

pollution and

sea life, FAO

(1972), Publ. Fishing News

(Books) Ltd., England, 1972, pp. 428-435.

31.

KOEMAN, J.H.;

STASSE-WOLTHUIS, M.;

Environmental

toxicology

of

Environment

chlorinated

and

hydrocarbon

quality

of life:

compounds

In the

marine environment of Europe, EEG rapport EUR 5814 EN, 1978, 152 pp. 32.

KOOY, van de; STOKMAN, G.; De waterkwaliteit van de Noordzee in de periode 1975-1982, Rijksinstituut

voor

Zuivering

Afvalwater

(RIZA), Lelystad,

1983, (83.084).

33.

LINDEN, 0., ELMGREN, R., BOEHM, P.; The Thesis oil spill: its impact in the coastal ecosystem of the Baltic Sea, Ambio j3, 1979, pp. 244-253.

34.

LUOMA, S.N.;

Bioavailability

of tracé metals to aquatic organisms: a

review, Science of the total Environment 2_8, 1983, pp. 1-22.

35.

LUTEN, J.B.; Kwik, lood, cadmium, koper, zink en chroom in mosselen, garnalen, bot(lever) en kabeljauwlever, "Joint Monitoring Programme 1979 t/m 1982", Civo Technologie Afd. Instituut voor Visserijprodukten TNO, Rapport nr. 0-392, 1983, 11 pp., 24 tabs.

36.

MARKING, L.L-; KIMERLE, R.A. ed; Proceedings of the second annual symposium on aquatic toxicology, Aquatic Toxicology ASTM STP 667 (American society for Testing and Materials), 1977.

37.

MARQUENIE, J.M.; Biologische effecten. In: Herkomst en transport van contaminanten op de Noordzee in relatie tot de dumping van baggerspecie, (Concept WL-rapport; S598/S599), 1984.


Ministeriële beschikking, besluit 15 mei 1981, no. 176983, Staatscourant 107.

39.

Nederlandse bijdrage aan het J.M.P.; RIZA-nota 82-058, Lelystad januari 1982, Hoofdafdeling oppervlaktewater, Directie Zuid-West, 1982.

40.

NIMMO, D.W.R.; LIGHTNER, D.V.; BAHNER, L.H.; Effects of cadmium on the shrimps, Penaeus

duorarum.

In: F.J.

Vernberg, Calabrese, A.

(eds.),

Physiological responses of marine biota to pollutants, pp. 131-183, New York, Academie Press, 1977.

41.

NRIAGU, J.0. (ed.); The biogeochemistry of mercury in the environment Elsevier Biomedical Press, Topics in environmental health, 3, 1979, pp. 1696.

42.

0L0FSS0N, S., LINDAHL, P.E.; Decreased fitness of cod (Gadus morrhua L.) from polluted waters, Marine Environ. Res. 2, 1979, p. 33-45.

43.

OTTE, G.; Untersuchungen Uber die Auswirkung kommunaler Abwasser auf das benthische Oekosystem mariner Watten, Helgolaender Wiss. Meeresunters. 32, 1979, pp. 73-148.

44.

Rat von Sachverstandigen

für Umweltfragen; Sondergutachten Juni 1980;

Umweltproblemen der Nordsee, Kohlhammer Verlag, Stuttgart, Mainz, 1980.

45.

REIJNDERS, P.J.H.; Organochlorine and heavy metal residues in harbour seals from the Wadden Sea and their possible effects on reproduction, Neth. J. Sea Res. 14 (1), 1980, pp. 30-65.

46.

REIJNDERS, P.J.H.; Verminderde vurchtbaarheid bij Nederlandse zeehonden als

mogelijk

gevolg

van

107(10), 1982, pp. 363-367.

hoge

PCB-belasting,

Tijdschr. Dierg., deel


ROSKAM, R.Th.; A case of copper pollution along the Dutch shore. In: C.M. Council Meeting, ICES, Near Northern Seas Comm., Paper no. 40, 1965.

48.

ROSKAM, R.Th.; Kopervergiftiging in de zee, Water, Bodem, Lucht 56, 1966, pp. 19-23.

49.

SALOMONS, W.; MOOK, W.G.; EYSINK, W.; Biogeochemical and hydrodynamic processes effecting heavy metals in rivers, lakes and estuaries, Waterloopkundig Laboratorium, Publikatie no. 253, februari 1981.

50.

SLOOFF, W.; ZWART, D. de; Bioindicatoren en chemische verontreiniging van oppervlaktewateren.

In: Best, E.P.H, en J. Haeck

(red.), Ecologische

indicatoren voor de kwaliteitsbeoordeling van lucht, water en ecosystemen: symposium van de Oecologische Kring, Utrecht, 14-15 oktober 1982, Wageningen: Pudoc.-Ill, The Netherlands, 1984, pp. 39-50.

51.

TRAIN, R.E.; Quality Criteria for Water, E.P.A., Castle House Publications, Ltd. ISBN 0 71 94 0023 6, 1979.

52.

VEEN, N.G. van der; RIKILT; Gehalten van spoorelementen in Nederlandse visserijprodukten over de jaren 1977-1980, 1081-09-15, Verslag 81.72 Pr. nr. 404.8910, 1981.

53.

VEEN, N.G. van der; RIKILT, Gehalten van spoorelementen in Nederlandse visserijprodukten

over

de

jaren

1977-1982, 1983-04-15, Verslag

83.34

Pr.nr. 404.8910.

54.

VERWEY, J.; W0LFF, W.J.; The bottlenose dolphin (Tursiops truncatus). In: P.J.H. Reijnders & W.J. Wolff (eds.): Marine mammals of the Waddensea, Balkema, Rotterdam, 1982, pp. 59-64.

55.

WHO (World Health Organization); Evaluation of certain food additives and the contaminants mercury, lead and cadmium, Technical Report Series 505, 1972.


56.

WOLF, P. de; Bioindicatoren en de kwaliteit van de Waddenzee. In: Best E.P.H, en J. Haeck (ed.), Ecologische indicatoren voor de kwaliteitsbeoordeling van lucht, water en ecosystemen: symposium van de Oecologische Kring, Utrecht, 14-15 oktober 1982. Wageningeh: Pudoc-Ill, The Netherlands, 1984, pp. 180-192.

57.

YOUNG, J.S.; ROESIJADI, G.; Reparatory Adaptatlon to copper-induced injury and occurrence of a copper-binding protein in^ the polychaete, Eudictylia vancouveri, Marine Pollution Bulletin 14 (1), 1983, pp. 30-32.

BIJLAGE A : Modelresultaten SEAWAQ (ad hoofdstuk 5)

Figuur A1-A6

- scenario A met meetgegevens 1975-1983 voor vakken 1-6

Figuur A7

- scenario A voor vak 7

Figuur A8-A10

- scenario BI voor vakken 1,3, 7

Figuur A11-A13

- scenario B2 voor vak 1, 3, 7

Voor de beschrijving van de scenario's, zie paragraaf 5.4.1.

-» 0*0EN

-» OASEN

i I1 ff

f*

IH

l f

14*

J**

-«• OAGÏN

T

y*-N,

/ T A A i J-

/ • r

r i " i

T / T

1

/

'\ T

r

r r

T

; -i

/T i -* OAGEN

-» OAGEN

Figuur A. I Scenario A Vak I Modelresulcacan voor nucriencenbalascing via da Appalzakraai (1980) en da riviaren (1980), en meecresulcacen gemiddeld voor de periode 1978 - 1983. Getrokken lijn: modelberekening Verc. lijnen: per lijn maximumwaarde, minimumwaarde en gemiddelde

- - OACEN

i n

)•*

Ui

l«»

-•DAGEN

9 E

—

/

0 * 0 EN

/ ~ \ / 1 T \\

-••OAGEN

T

/

1 ' I\

' l l |

\/

T /

!/ * -

*

u. T

T — DAGEN

- » OAGEN

Figuur A.2 Scenario A Vak 2 Modelreaultacen voor nucrientenbelascing via da Appelïakraai (1980) en da rivieren (1980), en meeeresuicacen gemiddeld voor de parioda 1978 - 1983. Gecrokken lijn; node Lberekening Vert. lijnen: per lijn naxiraumvaarde, minimumwaarde en gemiddelde

-•> DAGEN

— OASEN

11

1 * t I i

-»0*OEN

I M , 1/ * —• DAMN

01 E

"•OACÏN

Figuur A.3 Scenario A Vak 3 Modelresultacen voor nucriancenbelasciiuj via da Appelzakraai (1980) an da rivieren. (1980), an oaecrajulcacen gemiddeld voor da periode 1978 - 1983. Getrokken lijn: modelberekening Verc. lijnen: per lijn maximumwaarde, minimumwaarde en gemiddelde

— OACEN

o z i

hui,

L

i

)•

• *<

in

<**

•"• OMEN

-•OAÖIN

E

1' *

3 3

" " t T; X ' 1i ï * -

U-L^Lt-4 « • DAGEN

T

T >^

t

1

rS,-'.. ...l>^

1

•

' : L • *

J ^

^

T

•*

t

!

— OAGÏN

Figuur A.* Scanario A Vak 4 Modalraauieacan voor nucriancanbalaaciag via da AppaUakraai (1980) «n da riviarcs. (1980), tn aaacraaulcacan gamiddaid voor da parioda 1978 - 1983.

•

1

r

U

.

.

T

i

:

i i i ;

Gatrokkan lijn: ooda Ibaralcaning Vare. lijnen: per lijn naxiounwaarda, minimumwaard» «n ganiddalda

-•"OAGEN

E

—

OAGEN

-«•OAGEN

o» E

*

II

I»

• DAGEN

—

DAGEN

Figuur A.5 Scenario A Vak 5 Modelresulcacen voor nueriencenbelascing via dt Appelzakraai (1980) en de rivieren. (1930), en meetresultaten gemiddeld voor de periode 1978 - 1983.

] ,

't " * 1 •

'

1

iTrr

r

:

T

i

- » DAGEN

Getrokken lijn: oodelberekening Vert. lijnen: per lijn maximumwaarde, minimumwaarde en gemiddelde

n <J'^MM .1 L <• - » DAGEN

[ l i l

Pi - e . DAGEN

-•DAGEN

T | r

r T

,

:

i

«1

!«.

*

r1

"

1

7 T

' T

1

;

7

1t1

|

T

4^_

T

i \

'JJ> s.—r—

•l 4.

^

—OAGEN

- » DAGEN

Figuur A.6 Scenario A Vilt 6

•.

ModeLreeulcaten voor nuerieneenbelaecing via d« Appelzakraai (1980) en da rivieren (1980), en meeerasulcacen gemiddeld voor da pariode 1978 - 1983.

T

r *

i

i

i

-x.

T

r 4

r _J_

T

-

-» 0A06N

GacroUcan lijn: modelberekening Vare. lijnen: per Lijn maximumwaarde, minimumwaarde en gemiddelde

-"•DAGEN

-» DAGEN

z X z

£

A o

z z

tl

141

1*4

144

|44

)44

—»• O AG EN

-e» OAGEN

E

—

- » DAGEN

DAGtN

Figuur A.7 Scenario A Vak 7 Modelresulcacen voor nucriencenbelaacing via de Appelzakraai (1930) en da rivieren (1980), Getrokken lijn: modelberekening Vare. lijnen: per lijn maximumwaarde f minimumwaarde en gemiddelde

—

OACEN

I

• (•

i«l

IM

M4

!!•

!«•

»J»

t«»

—

-»0*CEN

OAGEN

-•» QAOtN

-» OACEN

Figuur A.8 Scenario BI Vak I Modelreaulcacen voor nutrianeanbelascing via da Appellakraai (1980) en de rivieren (1930)

-•OACEN

!

X o

- • * OAOEN

-•OAOEN

"1

..4

—

OAGEN

o

s

-«•DAGEN

— OikCÏN

Figuur A.9 Scanaria BI Vak 3 Modalrcsulcattn voor nucriencenbalascing via d« AppaUakraai (1930) en dt riviaran (1930)

—

OAOEN

i

— • OAGEN

-•OAGEN

i

i

i

- » OASEN

- » OACEN

•«OAGEN

Figuur A.to Scenario BI Vale 7 Modalrasuleacan voor n u c r i e n c e n b e l a s t i n g v i a de A p p a l i a k r a a i (1930) «n d« r i v i e r e n (1930)

— OAGEN

!

m

i*i

i»*

-»OAaen

i „4

- » DAGEN

-* DAGEN

—

OACÏN

Figuur A.M Scanario 82 Vak 1 Modelresulcacan voor nucrianctnbalaseing via da Appalzakraai met waardan van Kanaalwacar an da riviaran (1930)

-«• OACEN

!

I > ? tl

1*4

('•

l*«

t**

!!•

-*OAG€N

*•*

11*

1*1

-a» OAGSN

01

E

-wOAÖÏN

-•OASEN

Figuur A.12 Scanario 32 Vak 3 Modalreaultacao voor nucriantanbalaaeing via da Appalzakraai oac waardan van Kanaalwactr «n da riviaran (1930)

—OACgN

s

««OMEN

— • DAGEN

-»QACSN

Figuur A.I] Scenario BZ Vak 7 Modelresulcacen voor nucriencenbalascing via de Appelzakraai mee waarden van KanaaLwacec en de rivieren (1930)

E £

-•DAGEN

- » OAOEN

-e» DAGEN

o X

t

H -e» DAGEN

Figuur A. IJ Scenario B2 Vak? Modelresultaten voor nutrientenbelascing via de Appelzakraai net waarden van Kanaalwater en de rivieren (1930)

E

E

z

ld UJ UI

X O

•

t -•DAGEN

- » OASEN

— DAGEN

-"•DAGEN

Figuur A.12 Scenario B2 Vak 3 Modelresulcacan voor nutritntcnbalaiting via de Appelzakraai net vaarden van KanaalvaCer •n de rivieren (1930)

- • DAGEN

!

E z UI w lü

3 o

< a

t -•DAGEN

—

DAGEN

!•*

11*

O

*••

-•» OACEN

III

1*4

I?*

!••

— OAGEN

Figuur A. II Scenario B2 Vak 1

e

Modelresultaten voor nutrientenbalaaeing via de Appelzakraai oet waarden van Kanaalwacer en de rivieren (1930)

•«••j

-» OAGEN

i

!•«

41*

)(•

—OAGEN

-» OAGEN

E =>

.... .••.

-» DAGEN

Figuur A.IO Scenario BI Vak 7 Modelresultaten voor nutriencenbelaating via de Appeliakraai (1980) en de rivieren (1930)

-«OAGEN

E

- • OAGEN

-•» OAGEN

f

«+

-»• OAGEN

Figuur A.9 Scenario BI Vak 3 Modelresulcatan voor nutriencenbelasting via de Appelzakraai (1980) en de rivieren (1930)

f

-«DAGEN

-•DAGEN

01

E

-•DAGEN

Figuur A.« Scenario BI Vakl Hodelresulcacan voor nucrientenbelascing via de AppeLzaleraai (1980) en de rivieren (1930)

- » DAGEN

o

*•

ui

i»i

«II

Ut

f*

-»OACEN

IM

- * DAGEN

o z a. O

•

11

!•

Hl

111

l*i

J«*

U«

- *

DAGEN

- *

DAGEN

til

- * > DAGEN

•

£

-

ii

**

!«•

Ut

llt

til

1*1

lt*

114

!••

•«•DAGEN

Figuur A.7 Scenario A Vak 7 Modelreaultaten voor nutrientenbelaeeing via de Appalzakraai (1980) en de rivieren (1980),

1 ... tft

Getrokken lijn: modelberekening Vert. lijnen: per lijn maxinumiaarde, ainimunvaarde en gemiddelde

1*1

11»

!•»

11*

111

« • DAGEN

lil

l»J

tl'

- * O AG EN

s

1 i

\ \

*

t

T

.

/ 7

1

\

-

\i

jV^v^

-rft

. 1 t11 ï

3

1

r1

i / T

1

i

"*

DAGEN

i

III

1*1

tl»

II*

•WMGEN

7

T

1

1

/

1

*i • ••

-*•

S

/

Tl

T

y

i

i\

1 1 , V ^ j

^- . i .

I l1

l/ti y

i

•• i

*

J_:J_

' "™

-•-DAGEN

— OAOEN

Figuur A.6 Scenario A Vak 6

o in je

»«

Modelresultaten voor mttrientenbelaatiat; via de Appaliakraai (1980) en da rivierta (1980), *n meatreaultaten gemiddald voor da periode 197S - 1983. Gatrokken lijn: modelberekening Vare. lijnen: par lijn maximumwaarde, minimumwaarde en gemiddelde

II

Hl

••*

III

1*1

I»»

11»

-4» DAGEN

z A o

T

T ;

TT"T\

!t

z

t -

/

. , I 1

/ T

Il II

T

J 1 ^

\ TA '

xii * 1 1 luLU

i

> 1

II

(•

II*

Itl

ti

tti

ir*

1

ia*

'

JJ*

jo

« • • DAGEN

-•DAGEN

-••DAGEN

-••OAGEN

Figuur A.5 Scenario A Vak 5 Modelresultaten voor nutrientenbelaating via da Appalzakraai (1980) en da rivieren. (1980),
ll|

1*1

II*

14*

14*

1*1

• » DACEN

o c o

-••DAGEN

»••Z

A o

• «••

....

ïïl !i

\ T

*

j

....

X

T

/

/ i

I

r—J I i

»•

..

II.

-» DAGEN

••DAGEN

«•••

»»f

1i

!««• i

1

/

' 1

/{

1 1

i \ J-4_U-4-^/

•-

**

T -

)l*

t.

II.

-*DAGEN

E

'

tl]

I.J

tf

-fcOACEN

ModalreaulCatan voor nutrieneenbelascing via da Appalzakraai (1980) an da riviaran (1980), an meetresultaten gemiddeld voor da parioda 1978 - 1983.

• ••

Gatrokken lijn: modelberekening Vare. lijnen: par lijn maximumwaarde, minimumwaarde an gemiddelde

i

l

l.l

Figuur AA Scenario A Vak 4

f tt'

I»l

i

t t I i i i p

i, •

, Jl

• .... *•

l«

i

•

,

!»•

>••

<*<

r—i t l t

)•>

*>*

*«*

1 * *

»**

-»DACEN

Figuur A.3 Scenario A Vak 3 Modelreaultaten voor nuCrientenbeiaiting. via da Appelzakraai (1980) an da rivieren (1980), «n maetreauicatan gemiddeld voor da paxioda 1978 - 1983. Getrokken lijn: modelberekening Verc. lijnen: per lijn maximumwaarde, minimumwaarde en gemiddelde

r

.„,—

T

.,-.,,

i ,, . -

,

Ml

|

T * DAGEN

1—*

—i

T /

/

T / 1 T/-T j

1

T T ^ L_±x

Uï\ i f\ i

l i i

I ±P

\

!/ 1

r 7 T

f [

•

:

7

t : i ƒ•

] 1*1

til

I*.

— DAGEN

T

'**

/

\

T

T 1

... 1

J

1

T n!

1

/

'

'

i JL

ïV

l

11'

1-

-••DAGEN

- » DAGEN

Figuur A.2 e» E

Scenario A Vak 2

«'<• *••* *««•

r T I

Modelreaultaeen voor nutriantenbelaacing Via de Appelzakraai (1980) en da rivieren (1980), en meetresultaten gemiddeld voor de periode 1978 - 1983.

^

»•••

J

1— :

*

1

| ;

A

1

-

- » DAGEN

G«trokken lijn: modelberekening Vert. lijnen: per lijn maximumwaarde, minimumwaarde en gemiddelde

Figuur A. I Scenario A Vak I Modelresultaten voor nutrientenbelaating via de Appelïakraai (1980) en de rivieren (1980), en meetresultaten gemiddeld voor de periode 1978 - 1983. Getrokken lijn: modelberekening Vert. lijnen: per lijn maximumwaarde, minimumwaarde en gemiddelde

> » OACEN

BIJLAGE B Deelnemers aan de Wetenschappelijke Bijeenkomst met betrekking tot de concept-nota "De ecologie van de Noordzee; deel B: Analyse" te Rijswijk (Dir. Noordzee) dd. 20-9-1984. Rijkswaterstaat o Delta Dienst Milieu en Inrichting

Waterloopkunde o Directie Noordzee o Rijksinstituut voor de Zuivering van Afvalwater

: dhr. E.L. Birnbaum ir. Tj. de Haan ir. J.P.G. v.d. Kamer dr. M. Knoester drs. L.H.M. Kohsiek ir. A.L. Korteweg ir. D.J. Kylstra drs. J.C.H. Peeters ir. P.B.M. Stortelder ir. C J . van Westen drs. L.P.M.J. Wetsteyn : ir. B.A. Bannink : drs. A.A. Beukema ing. L. Spaans : ir. G.N.M. Stokman


: drs. P.CG. Glas drs. C.F.A.M. Hopstaken ir. J.A. van Pagee dr. W. Salomons drs. E. Stutterheim ir. J. Verhagen

Koninklijk Nederlands Meteorologisch Instituut

: dr.ir. L. Otto ir. H.W. Riepma

Nederlandse Organisatie voor ToegepastNatuurwetenschappelijk Onderzoek (TNO)

: drs. J.S.A. Langerwerf drs. A.0. Hanstveit

Delta Instituut voor Hydrologisch Onderzoek

: dr. E.K. Duursma drs. C. Bakker

Nederlands Instituut voor Onderzoek van de Zee

: ir. M. Fonds dr. W-W.C. Gieskes dr. W. Helder dr. P. de Wolf

Rijks Instituut voor Natuurbeheer

: dr. N. Dankers

Rijks Instituut voor Visserij Onderzoek

: dr. S.J. de Groot

RU-Groningen

: dr. F. Colijn

Harmonisatie Noordzeebeleid

Recommend Documents