Nationaal Onderzoekprogramma Verdroging

Nationaal Onderzoekprogramma Verdroging

Basenverzadiging van natte schraallanden Deterministisch onderzoek naar de relatie tussen hydrologie, bodem en vegetatie

E.P.A.G. Schouwenberg & G. van Wirdum

DLO-Instituut voor Bos- en Natuuronderzoek

NOV-rapport 8

COLOFON

omslagontwerp: foto omslag: produktie: druk:

Bureau Beek Visser Aanvoersloot van basenrijk boezemwater naar trilvenen in De Weerribben (foto J. van Osch) Koninklijke Vermande bv. 1998

Samenstelling begeleidingscommissie NOV-8: voorzitter: leden:

agendaleden:

ISBN:

drs. A.C. Garritsen drs. H. Gieske dr. J. Griffioen drs. A.J.M Jansen drs. R.H. Kemmers drs. M. Rijken ir. N.G.J. Straathof drs. R.J. Stuurman drs. J. Wiertz ir. H.J. Massop ir. W.P.C. Zeeman

RIZA NITG-TNO NITG-TNO Kiwa DLO-Staring Centrum Provincie Gelderland Natuurmonumenten NITG-TNO RIVM Provinciale Landschappen Staatsbosbeheer

90.369.5181.X

Niets uit deze uitgave mag worden vermenigvuldigd en/of openbaar gemaakt door middel van druk, fotocopie, microfilm of op welke andere wijze dan ook, zonder uitdrukkelijke bronvermelding prijs:

f 25,-

bestellingen:

Sdu / Servicecentrum uitgevers Afdeling SEO / RIZA Postbus 20014 2500 EA Den Haag Tel. : 070-3789880 Fax : 070-3789783 Email : [email protected]

VOORWOORD In 1993 is door de voorbereidingscommissie Onderzoekprogramma Verdroging een voorstel geformuleerd voor “Deterministisch onderzoek naar de relatie tussen hydrologie, bodem en vegetatie”. In het kader van het Nationaal Onderzoekprogramma Verdroging (NOV) is dit voorstel verder uitgewerkt onder de noemer “NOV thema 8”. Begin 1996 is het voorstel door de Stuurgroep van het NOV goedgekeurd en heeft de Directeur DWK van het Ministerie van LNV in het kader van het NOV opdracht verleend voor het onderzoek aan IBN-DLO. Het voor u liggende rapport doet verslag van dat onderzoek. Het rapport gaat in op de relatie tussen hydrologie, bodem en vegetatie voor natte schraallanden, waarbij het accent ligt op de basen-huishouding. De basen-toestand van natte schraallanden kan bepalend zijn voor de mate waarin ecologisch herstel optreedt bij het nemen van vernattingsmaatregelen. Verder kan inzicht in de basenhuishouding bijdragen aan de keuze voor of tegen het inzetten van basenrijk (oppervlakte)water bij vernattingsmaatregelen. De ontwikkelde methode is toegepast op de terreinen De Weerribben en Groot Zandbrink, waarvan eveneens in dit rapport verslag wordt gedaan. Het onderzoek is uitgevoerd door ir E.P.A.G. Schouwenberg en dr G. van Wirdum (beide IBNDLO). De projectleiding was in handen van dr H.F. van Dobben en dr G. van Wirdum (beide IBN-DLO). Het onderzoek is begeleid door een begeleidingscommissie bestaande uit drs A.J.M Jansen (Kiwa), drs R.H. Kemmers (DLO-Staring Centrum), drs M. Rijken (Provincie Gelderland), ir N.G.J. Straathof (Natuurmonumenten), drs R.J. Stuurman, drs H. Gieske en dr J Griffioen (alle drie NITG-TNO) en drs J. Wiertz (RIVM) als leden. Mede namens de onderzoekers en de begeleidingscommissie spreek ik de hoop uit dat dit rapport bij zal dragen aan verantwoorde keuzes voor herstelmaatregelen voor verdroogde natuurterreinen. Gelet op de complexiteit van het onderwerp, waar verdroging en waterkwaliteit samenkomen, verwacht ik dat toepassing van de in dit rapport verwoorde kennis niet in de laatste plaats door deskundigen zal plaatsvinden. Aangezien voor veel natuurtereinen (het herstel van) de basenverzadiging van de bodem van wezenlijk belang is, zal toepassing van deze kennis de moeite lonen. Hoogachtend,

Ton Garritsen Voorzitter Begeleidingscommissie NOV thema 8 maart 1998

INHOUDHOUDSOPGAVE

VOORWOORD INHOUDSOPGAVE SAMENVATTING ................................................................................................................................... i SUMMARY ............................................................................................................................................. v 1. INLEIDING ......................................................................................................................................... 1 1.1 Verdroging ............................................................................................................................. 1 1.2 NOV-thema 8 ......................................................................................................................... 2 1.3 Probleem................................................................................................................................. 3 1.4 Aanpak.................................................................................................................................... 4 1.5 Opzet rapport......................................................................................................................... 5 2. STANDPLAATSCONCEPT .............................................................................................................. 7 2.1 Het standplaatsconcept ......................................................................................................... 7 2.2 Belangrijke factoren en processen bij verdroging ........................................................... 11 2.2.1 Daling grondwaterpeil ................................................................................. 12 2.2.2 Afname invloed basenrijk water ................................................................ 13 2.2.3 Inlaat gebiedsvreemd water ........................................................................ 13 3 BASENVERZADIGING.................................................................................................................... 17 3.1 Algemeen .............................................................................................................................. 17 3.2 Beschikbaarheid van P ........................................................................................................ 21 4. METHODE VAN ONDERZOEK ................................................................................................... 23 4.1 Werkwijze ............................................................................................................................ 23 4.2 Gebruikte modelbeschrijvingen ......................................................................................... 23 4.2.1 Water en stoffenbalans (QUAGSOLVE/QUAGMIX) ..................................... 24 4.2.2 Basenuitwisseling (CATEX).......................................................................... 27 4.3 Ecologische indicaties vegetatie .......................................................................................... 29 5. DE WEERRIBBEN ........................................................................................................................... 31 5.1 Inleiding ................................................................................................................................ 31 5.2 Gebiedsbeschrijving ............................................................................................................ 31 5.3 Aanwijzing voor basenuitwisseling door toepassing van mengberekeningen ............... 35 5.3.1 QUAGMIX....................................................................................................... 35 5.4 Basenuitwisseling - CATEX ................................................................................................. 38

5.4.1 a: De Gaponvergelijking.............................................................................. 39 5.4.2 b: Ca-bezetting adsorptiecomplex .............................................................. 41 5.4.3 c: Doorstroomvolume .................................................................................. 43 5.5 Ecologische indicaties vegetatie .......................................................................................... 49 6. GROOT ZANDBRINK..................................................................................................................... 51 6.1 Inleiding ................................................................................................................................ 51 6.2 Gebiedsbeschrijving ............................................................................................................ 51 6.3 Basenuitwisseling ................................................................................................................. 55 6.3.1 QUAGMIX....................................................................................................... 56 6.4 Basenuitwisseling - CATEX ................................................................................................. 59 6.4.1 a: De Gapon-vergelijking ............................................................................ 60 6.4.2 b: Ca-bezetting adsorptiecomplex .............................................................. 63 6.4.3 c: Doorstroomvolume .................................................................................. 65 6.5 Ecologische indicaties vegetatie .......................................................................................... 66 7. DISCUSSIE ........................................................................................................................................ 69 7.1 Basenverzadiging ................................................................................................................. 69 7.2 De onderzoeksmethode ....................................................................................................... 71 7.3 Overdraagbaarheid ............................................................................................................. 74 7.4 Toepassingsmogelijkheden ................................................................................................. 75 7.5 Kennislacunes ...................................................................................................................... 75 8. CONCLUSIES ................................................................................................................................... 77 9. LITERATUUR .................................................................................................................................. 79 BIJLAGEN ............................................................................................................................................ 87 1 BEGRIPPENLIJST ........................................................................................................................... 89 2 ANALYSEGEGEVENS ..................................................................................................................... 91 2.1 Waterkwaliteit Weerribben ............................................................................................... 91 2.2 Bodemanalysen Weerribben .............................................................................................. 94 2.3 Waterkwaliteit Groot Zandbrink ...................................................................................... 95 2.4 Bodemanalysen Groot Zandbrink ..................................................................................... 98 3 BEREKENINGEN QUAGMIX ......................................................................................................... 101 2+

3.1 Aandelen oppervlaktewater en hoeveelheid 'winst' of 'verlies van Ca (dCa) in de tijd - De Weerribben ............................................................................................................... 101 2+ 3.2 Aandelen grondwater en hoeveelheid 'winst' of 'verlies van Ca (dCa) in de tijd Groot Zandbrink ..................................................................................................................... 102

Samenvatting

SAMENVATTING NOV-8 Dit rapport is het resultaat van het onderzoek dat werd verricht in het kader van thema 8 van het Nationaal Onderzoeksprogramma Verdroging (NOV). Thema 8 werd oorspronkelijk omschreven als "deterministisch onderzoek naar de relatie tussen hydrologie, bodem en vegetatie", waarbij de huidige ecologische inzichten, via deterministisch onderzoek nader worden bezien en processen die hieraan ten grondslag liggen nader worden bestudeerd. In de loop van het onderzoek heeft een toespitsing van deze omschrijving plaatsgevonden, waarbij processen met betrekking tot de basenhuishouding van natte schraallanden (inclusief trilvenen) centraal zijn komen te staan. Aan de hand van twee 'case-studies' is een voor trilvenen in De Weerribben kwantitatieve modelbeschrijving voor de regulatie van de basentoestand verder uitgewerkt en de overdraagbaarheid naar een ander terreintype (Groot Zandbrink) onderzocht. Er is hierbij gebruik gemaakt van bestaande modelbeschrijvingen, die voor de huidige studie zijn aangepast en verder uitgewerkt. Er is hierbij gestreefd om via een eenvoudige beschrijving van de werkelijkheid, inzicht te krijgen in de basentoestand van de studiegebieden en in de processen die hiermee samenhangen. Probleem Natte schraallanden kunnen een zeer hoge natuurwaarde hebben en zijn erg gevoelig voor verdroging, vermesting en verzuring. Er bestaat een nauwe correlatie tussen de natuurwaarde en de basentoestand van een terrein. Bij gebrek aan gedetermineerde proceskennis wordt in de praktijk bij de uitvoering van antiverdrogingsmaatregelen gewerkt met vuistregels, maar de ontwikkeling verloopt vaak anders dan verwacht. Binnen NOV-8 is een antwoord gezocht op de vraag of er een significante correlatie is tussen de basenverzadiging op een standplaats en de waterhuishouding, gekwantificeerd in aanvoer van regen- oppervlakte- en grondwater en de chemische samenstelling daarvan.Voor trilvenen in De Weerribben bestond reeds een kwantitatieve benadering van de regulatie van de basentoestand. Om het verloop van de basentoestand voldoende nauwkeurig te beschrijven was een nadere uitwerking nodig. Ook over de overdraagbaarheid naar andere terreintypen was nauwelijks iets bekend. Aanpak De kwantitatieve benadering van de regulatie van de basentoestand is voor trilvenen in De Weerribben verder uitgewerkt, waarbij een beschrijving van de kationenuitwisseling is toegevoegd. Vervolgens is deze modelbeschrijving overgedragen naar Groot Zandbrink, met aanpassingen op grond van de verschillende terreinkenmerken. NOV-rapport 8

i

Basenverzadiging natte schraallanden

Het onderzoek in de 'case-studies' is in drie stappen gesplitst: 1. Er is nagegaan of er aanwijzingen zijn voor selectieve uitwisseling van basen met behulp van het rekenmodel QUAGMIX. 2. Om na te gaan of er daadwerkelijk sprake is van uitwisseling met het adsorptiecomplex en om dit verder te kwantificeren, is de modelbeschrijving uitgebreid met een beschrijving van de kationenuitwisseling (CATEX). Hiervoor is gebruik gemaakt van de Gapon-vergelijking. Bij de toepassing van de Gapon-vergelijking is het van belang de uitwisselings- of Gapon-coëfficiënt te kennen. De uitwisselingscoëfficiënt kan aanzienlijk variëren in bodems met een hoog organisch stofgehalte. In deze studie is de uitwisselingscoëfficiënt afgeleid voor een aantal terreinen in De Weerribben en Groot Zandbrink. Hierbij is aangegeven hoe de coëfficiënt voor de verschillende terreinen afhangt van de pH. 3. Uit de verandering van de verhouding op het adsorptiecomplex in de tijd, kan de adsorptie en desorptie berekend worden; samen met de QUAGMIX-resultaten levert dit de hoeveelheid water die doorgestroomd is, die met onafhankelijke schattingen (bv. QUAGSOLVE) vergeleken kan worden.

De Weerribben De trilvenen in De Weerribben danken hun bestaan aan de aanvoer van basenrijk oppervlaktewater. Trilvenen in De Weerribben verzuren wanneer de aanvoer van basenrijk oppervlaktewater belemmerd wordt. In 1992 zijn maatregelen genomen om de hydrologische isolatie ten opzichte van het boezemwater van een aantal terreinen op te heffen (opschonen/nieuw graven sloten). Uit berekeningen met QUAGMIX blijkt dat calcium selectief wordt uitgewisseld tussen het water het veen. Natrium, kalium en magnesium vertonen dit niet of veel minder. Herstel van aanvoer van basenrijk oppervlaktewater leidt tot een toename van het aandeel slootwater in het terrein en als gevolg hiervan lijkt er een oplading van het adsorptiecomplex met calcium plaats te vinden. De bezetting van het adsorptiecomplex met calcium op de verzuurde, recent verbonden locaties in de periode 1991-1996 toegenomen tot op het niveau van 'basenrijke locaties'. De oplading van het adsorptiecomplex in de verzuurde, recent verbonden standplaatsen lijkt op basis van de berekeningen met CATEX aanzienlijk sneller te verlopen dan eerder op basis van globale schattingen werd verwacht. De hoeveelheid water die lateraal onder de kragge wordt aangevoerd is voldoende om de toename van de Ca-bezetting van het adsorptiecomplex te kunnen verklaren, waarbij de uitwisseling tussen kragge en stromingskanaal voldoende is om de toename van de Ca-bezetting te kunnen verklaren (QUAGSOLVE). Groot Zandbrink ii

Samenvatting

Groot Zandbrink wordt gekenmerkt door de aanwezigheid van twee natte schraalgraslanden, waarvan het voorkomen afhankelijk is van de toestroom van basenrijk grondwater. De laatste jaren was de invloed van dit gondwater afgenomen, waardoor onder een toenemende invloed van regenwater verzuring is opgetreden. In 1991 zijn greppels gegraven om regenwater af te voeren en de kwelcomponent te versterken. Uit berekeningen met QUAGMIX blijkt dat calcium selectief wordt uitgewisseld tussen het water en de bodem. Natrium, kalium en magnesium vertonen dit niet of veel minder. In het Zuidwestelijk schraalgrasland blijft de met CATEX geschatte bezetting van het adsorptiecomplex over de periode 1991-1996 constant (60-70%). In het Zuidoostelijk schraalgrasland neemt de geschatte bezetting van het adsorptiecomplex over de periode 19911996 af.

Conclusies - Er is een significante correlatie tussen de basenverzadiging op een standplaats en de waterhuishouding, gekwantificeerd in aanvoer van regen- oppervlakte- en grondwater en de chemische samenstelling daarvan. - In De Weerribben en Groot Zandbrink is een duidelijk positief verband gevonden tussen de hoeveelheid basenrijk water en de calcium-bezetting van het adsorptiecomplex: calcium wordt selectief uitgewisseld tussen het water en de bodem. - Natrium, kalium en magnesium vertonen dit niet of veel minder. - Berekeningen met CATEX suggereren dat de oplading van de bodem in, van het boezemwater geïsoleerde, verzuurde trilvenen na het opheffen van de hydrologische isolatie t.o.v. het boezemwater sneller plaatsvindt dan op basis van globale berekeningen verwacht werd. Oplading van het adsorptiecomplex in kraggevenen, vanuit een volledig verzuurde situatie kan mogelijk al in een tijdsbestek van 10 jaar plaatsvinden. In gebieden met vast veen of waar de kraggen in een vergevorderd stadium van verlanding verkeren verloopt het herstel van de basenverzadiging aanzienlijk langzamer. In de vegetatie zijn nog geen veranderingen waargenomen. Het duurt blijkbaar langer voordat effecten in de vegetatie zichtbaar worden. Mogelijk zelfs tientallen jaren. - In Groot Zandbrink zijn geen duidelijke veranderingen in de basenverzadiging opgetreden na het graven van greppels om regenwater af te voeren en de kwelcomponent te versterken. In de vegetatie werden geen duidelijke veranderingen gevonden. - Met de eerder voor trilvenen in De Weerribben ontwikkelde modelbeschrijvingen, aangevuld met een beschrijving van de kationenwisseling, kan een juiste verwachting worden uitgesproken over de basentoestand van terreinen in De Weerribben en Groot Zandbrink. De modelbeschrijvingen voldoen voor beide terreinen. - De voor kraggenvenen in De Weerribben ontwikkelde modelbeschrijving kan waarschijnlijk NOV-rapport 8

iii


toegepast worden in andere terreintypen. Met behulp van mengberekeningen (QUAGMIX) kunnen aanwijzingen worden gevonden voor het optreden van basenuitwisseling. Nagegaan kan worden of kationen al dan niet selectief worden uitgewisseld. De beschrijving van de kationenuitwisseling kan waarschijnlijk eveneens worden toegepast in andere gebieden. Operationalisering van de methode is echter moeilijk in verband met de hoge eisen die gesteld worden aan de parameterisering van de Gapon-vergelijking. - Met behulp van de Gapon-vergelijking kan aan de hand van wateranalysen een redelijke voorspelling gedaan worden van de basenverzadiging van de bodem. Aan de hand van wateranalysen kunnen uitspraken gedaan worden over de Ca-bezetting van het adsorptiecomplex. Voor de berekeningen is het van belang dat de relatie tussen de uitwisselingscoëfficiënt en de pH bekend is. Aangezien deze relatie sterk afhankelijk is van de aard van de organische stof zal dit in de praktijk voor de overdraagbaarheid naar andere terreinen mogelijk tot problemen leiden als gevolg van een gebrek aan gegevens. Verder onderzoek hiernaar is dan ook wenselijk, waarbij de relatie van de uitwisselingscoëfficiënt met de pH beschreven zou moeten worden voor diverse organische stoftypen. Als dit beschreven is, kan aan de hand van wateranalysen uitspraken gedaan worden over de basenverzadiging van een terrein. - Het is momenteel nog niet mogelijk om dekkende uitspraken te doen over de basenverzadiging van natte schraallanden. Hoewel de onderzoeksmethode wel overdraagbaar is, is het niet mogelijk om de resultaten van de 'case-studies' zondermeer te gebruiken voor andere terreinen. Nader onderzoek naar de pH-afhankelijkheid van de uitwisselingscoëfficiënt voor verschillende organische stoftypen is noodzakelijk.

iv

Summary

SUMMARY This report is the result of a deterministic study on the relationship between hydrology, soil and vegetation of wet mesotrophic meadows (including Quagfens). The study concentrates on the base saturation and the processes controlling it. A simple quantitative eco-hydrological model (QUAGSOLVE/QUAGMIX) has been developed for quagfens in 'De Weerribben' (Van Wirdum 1991). Using this model processes can be discribed on a time scale of seasons or years. A discription of the cation-exchange (CATEX; using the Gapon-equation) was added to the model. A second case-study ('Groot Zandbrink') was made to examine if the method used in 'De Weerribben' is transferable to an area with a different hydrology and humus profile. De Weerribben Due to natural succession and the deliberate exclusion of polluted surface-water supply, certain species-rich fen-sites changed into poor fen in the course of a few tens of years. As rich-fen sites are considered very important for nature conservation several remedial treatments have been applied. Ditches (dykes) have been cleaned up and partially dug anew. A quantitative eco-hydrological model was used to interpret the monitoring data of the treated sites. Chloride concentrations were used to trace the rate of admixture of supply water (surface water) with mire water originating from the local rain fall (QUAGMIX). Base ions were lost from the admixed water, most probably to the adsorption complex of the peat. A discription of cation exchange was added to the model (using the Gapon-equation) for a further quantification of this cation exchange (CATEX). Calculations with CATEX show that the base saturation of the peat can be restored over a period of 10 years. Groot Zandbrink A decrease in upward seepage and an increase in infiltration of rainwater has resulted in acification of species rich mesotrophic meadows in 'Groot Zandbrink'. Ditches were dug to provide for surface drainage of rainwater, and to increase the upward flux of groundwater. To interpret the monitoring data the same method as used in De Weerribben was used. The modelconcept for the Weerribben can be used in Groot Zandbrink as well, using chloride concentrations of the groundwater to trace the rate of admixture with rainwater. It was found that the treatment has not led to an increase of the base state of the meadows or a restoration of the vegetation.

Conclusions

NOV-rapport 8

v


Base saturation - A significant correlation was found between the base saturation of a habitat and the waterquantity, quantified in amount of rain-, surface and groundwater and the chemical composition of these watertypes. - In De Weerribben and Groot Zandbrink a positive correlation was found between the amount of base-rich water that was supplied and the amount of calcium adsorbed at the adsorptioncomplex: calcium is selective exchanged between water and soil. - This selectivity is far less, or not at all found for sodium, potassium and magnesium. - Calculations with CATEX suggest a recharge of the soil with bases in acidified quagfens in De Weerribben over a period of ten years after the treatment. No effect on the vegetation is as yet found as a result of the change in base saturation. - In Groot Zandbrink no changes in base saturation and vegetation were observed after the treatment. Modelconcept - The modelconcept gives a good estimation of the base saturation of the quagfens in De Weerribben and the wet mesotrophic meadows in Groot Zandbrink. - The modelconcept, that was initially developed for quagfens in De Weerribben, can be used in other areas. Using QUAGMIX an indication for the exchange of bases can be found. The modelconcept makes it possible to find out if ions are selective exchanged or not. CATEX can be used in other areas if the Gapon- or exchange coefficient is known, to estimate the base saturation. - The exchange coefficient depends on the pH and the type of organic matter in the soil. This makes the tranferability to other areas difficult. More research on the relation between exchange coefficient, pH and organic matter is needed. - The results of the case-studies are not transferable as such, but the method can be used in other areas, after determining the pH-dependent exchange coefficient of the site.

vi

Inleiding

1. INLEIDING 1.1 Verdroging Sinds de jaren vijftig is de waterhuishouding in Nederland sterk gewijzigd. Beken zijn rechtgetrokken en uitgediept om het neerslagwater versneld af te voeren. Oppervlaktewaterpeilen zijn verlaagd om landbouwgronden beter te ontwateren. Toegenomen grondwaterwinning heeft geleid tot een afname van de grondwaterpotentialen en de toenemende verstedelijking heeft geleid tot een versnelde afvoer van water via het riool. Al deze maatregelen dragen ertoe bij dat natuurgebieden in Nederland te lijden hebben onder verdroging. In de jaren tachtig bleek meer dan de helft van de Nederlandse grondwaterafhankelijke natuur matig tot sterk aangetast door hydrologische veranderingen (NOV 1993, Van der Linden et al. 1996). De ernst en omvang van het probleem waren aanleiding voor de Rijksoverheid om in een aantal beleidsnota's, zoals de derde Nota Waterhuishouding, het Nationaal Milieubeleidsplan en het Natuurbeleidsplan, maatregelen tegen verdroging aan te kondigen, met name gericht op het herstel van natuur en landschap. Deze beleidsvoornemens zijn door de Tweede Kamer verder aangescherpt: het verdroogd areaal moet in het jaar 2000 met 25% zijn verminderd ten opzichte van de situatie in 1985. Op veel plaatsen zijn inmiddels anti-verdrogingsmaatregelen genomen. Om de gevolgen van deze maatregelen te kunnen beoordelen is het Nationaal Onderzoeksprogramma Verdroging (NOV) gestart. Het doel van het NOV is (NOV 1993): 1. Het op korte termijn operationeel maken van expertise en instrumenten voor de uitvoering van anti-verdrogingsbeleid op grond van de nu beschikbare kennis; 2. Opzetten en stimuleren van meer strategisch onderzoek, dat op de langere termijn moet leiden tot veranderingen van deze instrumenten en betere onderbouwing van het beleid. Verdroging omvat alle effecten van daling van de grondwaterstand op bos, natuur en landschap. Dit omvat ook onbedoelde gevolgen van vochttekort, mineralisatie en verandering in de invloed van basenrijk kwelwater en basenarm neerslagwater (Ministerie van Verkeer en Waterstaat 1989).

Als hydrologische oorzaken worden vooral in aanmerking genomen (NOV 1993): - Verlaging van de grondwaterstand; NOV-rapport 8

1


- Afname kwelflux (indien aanwezig); - Aanvoer gebiedsvreemd water. Kwel en aanvoer van gebiedsvreemd water hebben invloed op de verdeling van water met uiteenlopende herkomst over verschillende watertypen, dus op de waterchemie. Aanvoer van lithotroof grondwater kan niet alleen door kwel bewerkstelligd worden, maar ook door oppervlaktewater, en zodoende zorgen voor gunstige (basenrijke) standplaatscondities. In die zin is van buiten aangevoerd water dus niet altijd ongunstig voor de lokale waterkwaliteit. 1.2 NOV-thema 8 In dit rapport wordt verslag gedaan van het onderzoek dat in het kader van thema 8 van het NOV is uitgevoerd. Thema 8 werd oorspronkelijk omschreven als "deterministisch onderzoek naar de relatie tussen hydrologie, bodem en vegetatie", waarbij de huidige ecologische inzichten, die in andere NOV-projecten zijn geïnventariseerd en beschreven, via deterministisch onderzoek nader worden bezien en processen die hieraan ten grondslag liggen nader worden bestudeerd. De resultaten van dit onderzoek zouden moeten leiden tot inzicht in de variabelen (en hun onderlinge relaties) waarmee de mate van verdroging kan worden weergegeven en de mogelijkheden voor het doen van effectvoorspellingen van maatregelen. In de loop van het onderzoek heeft in overleg met de begeleidingscommissie een toespitsing van deze omschrijving plaatsgevonden, waarbij processen met betrekking tot de basenhuishouding van natte schraallanden (inclusief trilvenen) centraal zijn komen te staan. Aan de hand van twee 'case-studies' (De Weerribben en Groot Zandbrink) is een voor trilvenen in De Weerribben ontwikkelde modelbeschrijving verder uitgewerkt en de overdraagbaarheid naar een ander terreintype (Groot Zandbrink) onderzocht. Dit rapport geeft een beschrijving van de onderzochte processen en de daarvoor geldende modelbeschrijvingen. Op basis van een literatuurstudie wordt meer nadruk gelegd op de bodemchemie dan in veel bestaand ecohydrologisch werk. Het was evenwel bij de uitvoering van het project niet de bedoeling om nieuwe bodemchemische kennis te vergaren. De natuurwaarde speelt op de achtergrond een rol, maar wordt in dit rapport direct verbonden aan al dan niet voorkomen van vegetaties van natte schraallanden die volgens de literatuur bij een basenrijk milieu horen. De modelbeschrijving moet geschikt zijn voor de uitvoering van soortgelijke toetsingen in andere gebieden op venige of venig/zandige bodems, al zullen in sommige gevallen aanpassingen nodig zijn. Voor de twee representatieve natte schraallanden is nagegaan of er voldoende reden is om vast te houden aan de veronderstelling dat de basentoestand een 2

Inleiding

centrale rol speelt bij (bestrijding van) verdroging, zo ja, of de beschikbare kennis dit voldoende beschrijft, en, in dat geval, of de op onderzoeksniveau gangbare monitoring voldoet om het proces te volgen. De beschrijving is dan ook beschikbaar voor de vervanging van vuistregels in modellen en voor routinematige monitoring. Dit rapport kan beheerders van water en natuur duidelijk maken welke processsen aantoonbaar wel of niet een rol spelen en het bevat informatie die technisch-wetenschappelijk geïnteresseerden nodig hebben om de bevindingen in modellen op te nemen.

1.3 Probleem Natte schraallanden kunnen een zeer grote natuurwaarde hebben en zijn erg gevoelig voor verdroging en voor vermesting en verzuring. Veel beleid, beheer, en herstelwerk is bedoeld om verdroging van natte schraallanden, en indirecte effecten van verdroging, te voorkomen of te verhelpen. Volgens van Wirdum (1991) is er een nauwe correlatie tussen de natuurwaarde en de basentoestand: beneden een niet nauwkeurig bekende waarde voor de basentoestand verdwijnen de waardevolle vegetaties. Een beperkt aantal terreinen, waaronder De Weerribben en Groot Zandbrink, geldt als referentie voor de afleiding van deze hypothese (Jalink & Jansen 1996, Jalink 1996). De hiervoor gebruikte gegevens zijn inmiddels betrekkelijk oud. In beide gebieden zijn later nog veel waarnemingen gedaan om vast te stellen of er zich veranderingen zouden voordoen in reactie op waterbeheersmaatregelen (Kemmers et al. 1994, Van Wirdum 1993, Schouwenberg & Van Wirdum 1997). Maatschappelijk probleem: Bij gebrek aan gedetermineerde proceskennis wordt in de praktijk bij de uitvoering van antiverdrogingsmaatregelen gewerkt met vuistregels, maar de ontwikkeling verloopt vaak anders dan verwacht. Het is niet zeker of de basentoestand werkelijk de causale factor is die de ontwikkeling van de vegetatie bepaalt en of de verzuringsreactie wel omkeerbaar is. Dit is in de praktijk moeilijk na te gaan omdat niemand weet hoe snel welke effecten op de basentoestand van water en bodem en op de vegetatie nu eigenlijk verwacht mogen worden. Binnen NOV-8 is een antwoord gezocht op de vraag of er een significante correlatie is tussen de basenverzadiging op een standplaats en de waterhuishouding, gekwantificeerd in aanvoer van regen- oppervlakte- en grondwater en de chemische samenstelling daarvan. Toegepast-wetenschappelijk probleem: Voor trilvenen in De Weerribben is een kwantitatieve benadering van de regulatie van de basentoestand ontworpen (Van Wirdum 1991, Schouwenberg 1994). Hiermee kunnen op NOV-rapport 8

3


veldschaal processen gevolgd worden in tijdstappen van jaren of seizoenen. Om het verloop van de basentoestand voldoende nauwkeurig te beschrijven is een nadere uitwerking nodig, waarbij een beschrijving van de kationenuitwisseling moet worden toegevoegd. Als dat gedaan is kunnen al aanwezige meetgegevens van De Weerribben gebruikt worden voor toetsing. Over de overdraagbaarheid naar andere terreintypen en hoe daarbij met de bijzondere kenmerken van de verschillende standplaatstypen rekening gehouden moet worden, is nog vrijwel niets bekend. De onderzoekers van Groot Zandbrink, een nat schraalland op zandgrond, met een ander waterstandsverloop en een ander humusprofiel dan in De Weerribben (Kemmers et al. 1994) hebben hun gegevens beschikbaar gesteld om na te gaan wat via de regulatie van de basentoestand verklaard kan worden en wat niet. Er is hierbij nagegaan of er met de eerder voor trilvenen in De Weerribben ontwikkelde modelbeschrijvingen, aangevuld met een beschrijving van de kationenwisseling, een juiste verwachting kan worden uitgesproken over de basentoestand van terreinen in De Weerribben en Groot Zandbrink 1.4 Aanpak De kwantitatieve benadering van de regulatie van de basentoestand wordt in relatie tot de vegetatieontwikkeling voor de trilvenen uitgewerkt tot een modelbeschrijving (1), die wordt getoetst met behulp van in De Weerribben verzamelde gegevens, met inbegrip van enkele aanvullende analysen (2), vervolgens overgedragen naar Groot Zandbrink, met aanpassingen op grond van de verschillende terreinkenmerken (3) en daar weer getoetst(4). Modelbeschrijving (1+3) De modelbeschrijving is opgesteld op basis van literatuur en werkt met een gestandaardiseerde beschrijving van de standplaatskenmerken, zodat overdraagbaarheid mogelijk is. De benodigde hydrologische gegevens kunnen zoveel mogelijk uit gangbare hydrologische modellen betrokken worden. De modelbeschrijving maakt het mogelijk de effecten van hydrologische scenario's op de ontwikkeling van beoogde milieutypen in de standplaatsen te beschrijven in tijdstappen van seizoenen of jaren, en er wordt beschreven hoe de aanwezigheid van die milieutypen met metingen aan bodem, water en plantengroei kan worden vastgesteld. Hiermee kan de verwachting worden uitgesproken over hoe snel effecten van maatregelen optreden. Toetsing (2+4) Toetsing vindt plaats op het verband tussen waterhuishouding en chemisch meetbare basentoestand van het water en de bodem en tussen deze laatste en de vegetatie. 4

Inleiding

Het verband van de bodemeigenschappen en hydrologie met de vegetatie van de onderzoeksgebieden wordt gelegd via ecologische indicatiewaarden.

1.5 Opzet rapport Allereerst wordt een algemene beschrijving gegeven van 'het standplaatsconcept' (Hoofdstuk 2). Deze beschrijving vormt het kader waarbinnen de processen met betrekking tot de basenhuishouding worden beschreven. Een korte beschrijving wordt gegeven van de meest algemene factoren en processen die een rol spelen bij verdroging. Hierbij wordt tevens besproken welke problemen bij vernatting kunnen optreden. In Hoofdstuk 3 komt de basenhuishouding aan de orde. Het bevat een algemene beschrijving van bestaande theorieën omtrent de basenuitwisseling. In hoofdstuk 4 wordt de methode van onderzoek besproken, waarbij nader wordt ingegaan op de gebruikte modelbeschrijvingen. In hoofdstuk 5 en 6 staan de twee 'case-studies' centraal. In de discussie (Hoofdstuk 7) wordt de overdraagbaarheid van de resultaten en van de onderzoekmethode naar andere terreintypen besproken. Tenslotte worden in hoofdstuk 8 de conclusies van het onderzoek gepresenteerd.

NOV-rapport 8

5


6

Standplaatsconcept

2. STANDPLAATSCONCEPT 2.1 Het standplaatsconcept Vaak wordt bij beschrijving van effecten van verdroging of vernatting uitgegaan van ingrepen in de waterhuishouding. De mate van verdroging of vernatting wordt vervolgens afgelezen uit veranderingen in de vegetatie. Deze zogenaamde black-box benadering wordt vaak toegepast bij monitoring van gebieden waar anti-verdrogingsmaatregelen zijn genomen (Kemmers et al. 1995). Doordat de vegetatie vaak "naijlt" bij veranderingen in de standplaatsfactoren, en de effecten op de vegetatie pas na verloop van tijd zichtbaar worden, nadat er al duidelijk meetbare veranderingen in de black-box kunnen zijn opgetreden. Inzicht in deze black-box biedt de mogelijkheid vroegtijdiger en adequater in te grijpen om ongewenste ontwikkelingen tegen te gaan. De processen binnen de black-box moeten daartoe worden geïdentificeerd en gekwantificeerd (fig. 2.1).

NOV-rapport 8

7


Voor de uitwerking van NOV-thema 8 is daarom het standplaatsmodelconcept gehanteerd. Hierin wordt de samenhang wijdere omgeving - standplaats - operationele factoren1 plantengroei als een hiërarchisch stelsel van het ecodevice (sensu van Wirdum 1979, 1981, 1986, vgl. Van Beusekom et al. 1990) beschreven. Het standplaatsconcept is opgebouwd uit een aantal compartimenten. (fig. 2.2). Binnen deze compartimenten zijn zogenaamde toestandvariabelen en stuurvariabelen te vinden. Vaak zijn de toestandvariabelen van het ene compartiment stuurvariabelen voor het volgende compartiment. Veranderingen in de waterhuishouding beïnvloeden de toestandvariabelen van de verschillende compartimenten. Hoe dit gebeurt en waar deze invloed mede van afhankelijk is staat weergegeven in tabel 2.1. De onderlinge relaties tussen de verschillende variabelen wordt onder andere door Van Beusekom et al. (1990) en Kemmers et al. (1995) beschreven. Een belangrijk uitgangspunt is het concept dat een standplaats, in de landschapsecologie ook wel aangeduid als ecotoop (Runhaar et al. 1987), als middel of "apparaat" (ecodevice sensu Van Wirdum 1979, 1981, 1986) gezien kan worden dat onder invloed van in wijdere omgeving werkzame (anti-) verdrogingsmaatregelen natuur oplevert waaraan een bepaalde waarde voor de natuurbescherming van natte ecosystemen toegekend kan worden en die tevens een indicatie mogelijk maakt van de verdrogingstoestand. Een belangrijk deel van het verschil in botanische natuurwaarden is toe te schrijven aan de variatie in de nutriëntenbeschikbaarheid. De beschikbaarheid van nutriënten in natuurgebieden wordt gereguleerd door de wisselwerking van waterkwantiteit en -kwaliteit met de bodem. Anti-verdrogingsmaatregelen zijn voornamelijk gericht op vernatting van gebieden. Deze heeft naast een verbetering van de vochttoestand van de bodem (a), als doel een afname van de beschikbaarheid van nutriënten door een afname van de decompositie van organisch materiaal (b) en/of het verhogen van de basentoestand (bufferend vermogen) van het systeem (c). Om dit te bereiken kan een aantal maatregelen ter verhoging van het waterpeil worden genomen: - conservering van neerslagwater (a, b) - conservering van aangevoerd grondwater (voornamelijk via stimuleren kwel) (a, b, c) - inlaat van oppervlaktewater (a, b, c) - verlaging van het maaiveld (plaggen/bouwvoorverwijderen) (a, b, (c))

1

factoren die van directe invloed zijn op het voorkomen, de groei, overleving en de reproductie van de plant (bv. vocht- en nutriëntenbeschikbaarheid.

8

Standplaatsconcept

De invloed van de waterhuishouding op de vegetatie kan op twee manieren tot stand komen (Kemmers & Van Wirdum 1988): 1. op directe wijze spelen vochtleverantie en de in het water opgeloste voedingsstoffen een rol; 2. langs indirecte weg hebben het vochtgehalte en de chemische samenstelling van het grondwater invloed op de beschikbaarheid van nutriënten in het wortelmilieu. Voordat door grondwaterstandsverlaging bij verdroging de eerste factoren een rol gaan spelen zijn dikwijls de indirecte factoren (bijvoorbeeld mineralisatie, afname van de basenverzadiging) de oorzaak van het achteruitgaan van voor het natuurbeheer belangrijke plantensoorten (zie fig. 2.3). Bij verdroging van natte schraallanden wordt in het algemeen aangenomen dat de basenverzadiging een belangrijke rol speelt (zie 3.1).

Figuur 2.2: Standplaatsmodel met hiërarchisch stelsel van processen in verschillende compartimenten van het ecosysteem (Naar: Kemmers 1993a).

NOV-rapport 8

9


Figuur 2.3: Effect van verandering van de grondwaterstand op de natuurwaarde van een gebied (Naar: Kemmers, mondelinge mededeling).

10

Standplaatsconcept

Tabel 2.1:

Effecten van veranderingen in de waterhuishouding (peilen open water, grondwater, aquifer en hoogte maaiveld) op toestandvariabelen van de verschillende compartimenten van het standplaatsmodel. Voor de verschillende compartimenten worden tevens de stuurvariabelen gegeven die de toestandvariabelen beïnvloeden. 1) L=litho, T=topo, B=bodem, H=humus en V=vegetatie.(Naar: Kemmers et al. 1995)

Compartiment

Toestandvariabele

Stuurvariabele

Afhankelijk van (uit compartiment 1)

Topo-functie

Gt; GLG, GHG, GVG; IR; EGV

stijghoogteverschillen; rel. maaiveldhoogte; reliëf

C-waarden; kD-waarden; kalkrijkdom

Bodem

bodemtype vochtgehalte temperatuur redoxpotentiaal basenverzadiging; stijghoogte

GLG; ionspecies; EGV; pH

textuur organische stof minerale delen(L) lutum; mineralenrijkdom; kalkdiepte

Humus

humustype; voorraad organische stof N, P; C/N/P humus; pH

Ca-bezetting; vochtgehalte; temperatuur; aëratie; C/N strooisel

adsorptiecapaciteit; vochtcapaciteit;(H) warmtecapaciteit

Vegetatie

soorten; vegetatietype

vochtflux; P-beschikbaar; N-flux

beheer structuur

(L)

(V)

2.2 Belangrijke factoren en processen bij verdroging In het navolgende zullen kort de gevolgen van verdroging op verschillende variabelen en processen worden beschreven. Hierbij worden basenrijke natte standplaatsen met een hoge botanische natuurwaarde als uitgangssituatie genomen. Voor een nadere beschrijving van de gevolgen van verdroging op de verschillende factoren en processen wordt verwezen naar de studie die door de Studiecommissie voor Waterbeheer, Natuur, Bos en Landschap (SWNBL) is uitgevoerd (Van Beusekom et al. 1990) en het onderzoek dat gedaan is in het kader van NOVthema 9, "Herstel van natte en vochtige ecosystemen" (Van der Linden et al. 1996). NOV-rapport 8

11


2.2.1 Daling grondwaterpeil De belangrijkste effecten van grondwaterstandsverlaging zijn het gevolg van een afname van de vochtbeschikbaarheid, een toename van de aëratie van de bodem en de fysisch-chemische factoren van een standplaats. Een afname van de vochttoestand van de bodem leidt tot het verdwijnen van plantensoorten die afhankelijk zijn van natte standplaatscondities (freatofyten). Soorten van minder natte milieus zullen zich ten koste van deze freatofyten vestigen. Er ontstaat zo een andere soortensamenstelling van de standplaats als gevolg van een verschuiving in de onderlinge concurrentieverhoudingen. Een ander belangrijk gevolg van grondwaterstandsverlaging is dat, ten gevolge van de verbeterde aëratie van de bodem en door de als gevolg hiervan verbeterde zuurstofvoorziening en hogere bodemtemperatuur, organisch materiaal beter omgezet wordt (mineralisatie). Het gevolg hiervan is dat er meer nutriënten in het systeem komen en dat de overgebleven organische stof door humificatie wordt omgezet in een stabielere vorm met andere chemische eigenschappen. De mate van beschikbaar komen van deze nutriënten is mede afhankelijk van de aard van de organische stof. Een ander gevolg van een daling van de grondwaterstand is dat verzuring van de bodem optreedt. Dit is onder andere het gevolg van oxydatie van organisch materiaal waardoor protonen vrijkomen (Scheffer & Schachtschabel 1976; Van Wirdum & Van Dam 1984) en een vergroting van de bergingscapaciteit van regenwater. Deze toegenomen invloed van regenwater zal met name in klei- en veenbodems sterk zijn. Klei en veenbodems krimpen als de grondwaterstand daalt. Oorzaak hiervan is de afname van de poriëndruk en de flexibiliteit van de klei of het veen. De doorlatendheid van de bodem neemt daardoor af en regenwater kan minder snel worden afgevoerd. Hierdoor zal de buffercapaciteit van de bodem worden aangesproken. Als gevolg van een verhoogde regenwater-invloed zal meer uitwisseling van basen (voornamelijk Ca2+) van het adsorptiecomplex van de bodem plaatsvinden, waardoor de beschikbaarheid van P zal toenemen (zie hoofdstuk 3).

12

Standplaatsconcept

2.2.2 Afname invloed basenrijk water Een afname van de invloed van basenrijk (lithoclien) water op een standplaats heeft tot gevolg dat de invloed van regenwater toeneemt. Verzuring van de bodem treedt op, nadat allereerst de buffercapaciteit van de bodem zal afnemen. Verzuring leidt onder andere tot een verminderde afbraak van organisch materiaal. Voor de voedselrijkdom heeft dit tot gevolg dat door een verminderde mineralisatie de beschikbaarheid van organisch gebonden N en P zal afnemen. De beschikbaarheid van anorganisch gebonden P zal echter wel toenemen als gevolg van verzuring van een standplaats (zie Hoofdstuk 3). Bij verzuring zullen plantensoorten van basenrijke omstandigheden plaats maken voor plantensoorten die kenmerkend zijn voor zuurdere omstandigheden. In soortenrijke trilvenen vindt men dat slaapmossen verdwijnen en dat veenmossen profiteren van de zuurdere omstandigheden, en vervolgens actief de verzuring versnellen (Van Wirdum 1991, Beltman & Van den Broek 1993; Schouwenberg et al. 1994). Vooral ecosystemen op niet kalk-houdende bodems (zoals blauwgraslanden op kalkarm zand, schraallanden op beekeerdgronden of trilvenen) en die dus afhankelijk zijn van een continue aanvoer van basenrijk water zijn kwetsbaar bij een verminderde aanvoer van basen. In systemen met kalkhoudende bodems zal de uitputting van het buffercomplex langer duren (Van der Linden et al. 1996).

2.2.3 Inlaat gebiedsvreemd water Hoewel inlaat van gebiedsvreemd water een anti-verdrogingsmaatregel is, wordt dit binnen het NOV toch gezien als "verdrogingsprobleem" en wordt hier dan ook als zodanig genoemd. In voedselarme terreinen kan de inlaat van gebiedsvreemd water tot gevolg heben dat eutrofiëring van de standplaats optreedt. Met name de aanvoer van relatief hoge fosfaat- en sulfaatconcentraties in het water kan leiden te voedselrijke omstandigheden voor schraalgraslanden (zie 2.3 f). Een toename van het chloride-gehalte leidt tot verhoging van de saliniteit van de standplaats. 2.3 Problemen bij vernatting In 2.2 zijn de gevolgen van verdroging kort weergegeven. Om de gevolgen van verdroging tegen te gaan zijn de afgelopen jaren diverse maatregelen genomen. De genoemde processen die een rol spelen bij verdroging kunnen echter niet zonder meer worden omgekeerd bij vernatting. Er zijn diverse factoren die hierbij een rol spelen. De mate waarin ze een rol spelen is sterk afhankelijk van het bodemtype. Hier zullen enkel factoren worden besproken die van belang zijn voor veenbodems of bodems met een hoog gehalte aan organische stof. NOV-rapport 8

13


a. Krimpen bodem Als daling van de grondwaterstand optreedt, dan heeft dit gevolgen voor de bodem als zodanig. Als gevolg van een afname van de poriëndruk en van de flexabiliteit van het organisch materiaal krimpen veenbodems bij een daling van de grondwaterstand. Als gevolg hiervan neemt de doorlatenheid van de bodem af. Als gevolg van een verminderde doorlatenheid zal regenwater sneller stagneren, indien er geen voldoende aanvoer van basenrijk kwel- danwel oppervlaktewater plaatsvindt. b. Humificatie De doorlatenheid van de bodem is mede afhankelijk van de humificatiegraad en het organische stofgehalte van de bodem. Bij een daling van de grondwaterstand vindt er een sterkere humificatie plaats. De doorlatendheid van de bodem neemt af: een gehumificeerde bodem heeft een kleiner poriënvolume dan een ongehumificeerde bodem. c. Vochtbergend vermogen Het vochtbergend vermogen van de bodem is mede afhankelijk van het organische stofgehalte van de bodem. Het adsorptieoppervlak van organisch materiaal is groter dan van mineralen (Romanov 1961). Als ten gevolge van verdroging het organische stofgehalte afneemt, daalt tevens het vermogen van de bodem om vocht vast te houden. d. CEC De CEC van organisch materiaal neemt toe met de mate van humificatie. Als organisch materiaal wordt omgezet, dan neemt de oppervlakte waaraan ionen kunnen adsorberen sterk toe. Als ten gevolge van verdroging omzetting van organisch materiaal en een afname van de basenverzadiging zijn opgetreden, dan zal bij vernatting de basenverzadiging langzamer toenemen en het herstel van de buffercapaciteit van de bodem langer duren dan bij een niet verdroogde bodem. e. Hysteresis Bij daling van de grondwaterstand neemt de capillaire oppervlakte af. Eerst lopen de grootste poriën leeg, daarna de kleinere. Er is in verhouding meer water in de kleinere poriën aanwezig. De capillaire binding is sterker. Bij verdere daling van het grondwater daalt het capillaire water steeds langzamer. Bij verdere uitdroging zal uiteindelijk ook het capillaire water verdwijnen (Koorevaar et al. 1983). Bij verdroging neemt het vochtgehalte van de bodem minder snel af dan het bij stijging toeneemt (Hysteresis). De zuigspanning is bij bevochtiging namelijk lager dan bij verdroging. f. Chemische samenstelling 14

Standplaatsconcept

Bij vernatting kunnen chemische processen in de bodem direct of bijvoorbeeld via de basenverzadiging indirect de plantengroei beïnvloeden. Roelofs (1991) wijst op het gevaar van aanvoer van sulfaatrijk oppervlaktewater in terreinen met een hoog aandeel organische stof in de bodem, die oorspronkelijk met bicarbonaat-rijk water werden gevoed. Aanvoer van sulfaat kan in dit soort terreinen onder anaërobe omstandigheden leiden tot sulfaatreductie, aangezien onder de beschreven omstandigheden zuurstof en nitraat als electronenacceptoren vrijwel geheel zullen zijn uitgeput. Deze reductie vindt plaats volgens de volgende vergelijking: + _ H 2 S + HS - + 2 HCO-3 + 2 CO2 + 2 H 2 O 2 SO24 + 4 CH 2 O + H

De hierbij optredende alkalinisatie leidt tot een stijging van de pH, waardoor zich gunstige omstandigheden voor stikstofmineralisatie zich kunnen voordoen. Het gevormde sulfide heeft twee ongunstige eigenschappen: het bindt sterk aan gereduceerd ijzer en het is giftig voor een groot aantal planten. Bij de vorming van ijzersulfiden wordt ijzer onttrokken aan ijzerhydroxiden en ijzerfosfaatcomplexen, waardoor extra fosfaat vrijkomt (o.a. Boström et al. 1982, Roelofs 1991, Smolders & Roelofs 1993, Murray 1995). Door de voortdurende binding van ijzer aan sulfide zal er uiteindelijk niet meer voldoende ijzer gemobiliseerd worden om het vrijgekomen fosfaat en sulfide te binden. De fosfaatconcentraties nemen hierdoor sterk toe en er kunnen voor planten toxische concentraties sulfide bereikt worden (Lamers et al. 1996).

NOV-rapport 8

15


16

Basenverzadiging

3 BASENVERZADIGING 3.1 Algemeen Natte schraallanden met een hoge basenverzadiging worden van oudsher binnen de natuurbescherming gezien als gebieden met een hoge natuurwaarde. Een goede basenvoorziening van de standplaats speelt hierbij een sleutelrol voor het creëren van een hoge basenverzadiging (zie onder andere Kemmers & Jansen 1980; Grootjans 1985; Schouwenberg et al. 1991; Beltman & Van der Broek 1993; Schouwenberg 1994; Van Wirdum 1991; Jansen 1996; Sival 1996). Zoals uit hoofdstuk 2 blijkt zijn het vaak indirecte effecten, zoals de afname van de basenverzadiging, die een belangrijke rol spelen binnen de verdrogingsproblematiek. Met name in gebieden waar input van basenrijk water een belangrijke rol speelt, is de basenverzadiging van groot belang. Een hoge basenverzadiging is hier de natuurlijke toestand, in tegenstelling tot door regenwater beïnvloede systemen waar juist een lage basenverzadiging de natuurlijke toestand is (Kemmers et al. 1995). In gebieden die van oorsprong gevoed worden met basenrijk water, is vaak als gevolg van ontwatering en/of een verminderde aanvoer van lithotroof water verzuring van de bodem opgetreden. Herstelmaatregelen in dit soort gebieden richten zich dan ook voornamelijk op herstel van basenrijke omstandigheden. Door ingrepen in de waterhuishouding vinden, gestuurd door de hydrologie, veranderingen plaats in de basenverzadiging van de standplaats. De basenverzadiging kan dus belangrijke informatie geven over de mate van verdroging en het effect van anti-verdrogingsmaatregelen in natuurterreinen. Het is een maat voor de mate van verdroging en of verzuring (of juist herstel) van een standplaats, waar dit soms niet af te lezen is uit de vegetatie (naijlings-effect). Een verminderde invloed van basenrijk water en een toegenomen invloed van regenwater leidt tot verzuring van de standplaats. Hoe snel deze verzuring zal optreden is afhankelijk van de aanwezige buffercomplexen in de bodem, de capillaire nalevering van basenrijk (grond-)water en het calcium-bicarbonaatgehalte van het grondwater (Van der Linden et al. 1996). Afhankelijk van het pH-traject kan een aantal buffersystemen worden onderscheiden: - Kalkbuffer: - HCO3-buffer (pH>5): - Ca-buffering (pH 4-6): NOV-rapport 8

Zolang er vrij kalk in de bodem aanwezig is, zal de pH boven 6,5 blijven. Neutralisatie van zuren door bicarbonaat in het (grond)water. Kation-uitwisseling aan het adsorptiecomplex van de 17


bodem. - Al- en Fe- buffering (pH 2-4): In oplossing gaan van verbindingen van deze metalen. Zoals uit het bovenstaande blijkt, is een hoge basenverzadiging van groot belang voor de (Ca)buffering van het gehele systeem. Het is belangrijk dat voldoende basen beschikbaar blijven, doordat er geen afvoer van basen optreedt of doordat er dankzij een continue aanvoer van basen compensatie plaatsvindt van de afgevoerde basen. Bij een situatie waarbij tot boven in het profiel lithoclien water kan doordringen, zal de basenverzadiging van de bodem hoog zijn als gevolg van adsorptie van Ca2+, het belangrijkste basische kation, en van andere kationen. Bij verzuring zullen protonen, de kationen (voornamelijk Ca2+) van het adsorptiecomplex verdringen. Tijdens een korte periode met zure invloed zal vanwege de calcium-buffering de pH stabiel blijven. Bij het permanent wegvallen van de Ca2+-bron zal de bezetting van het adsorptiecomplex afnemen (zie fig. 3.1). Bij een bezetting kleiner dan 30% zal volgens Jansen et al. (1994) de pH niet langer meer gebufferd worden. De adsorptiecapaciteit van een bodem is nauw gecorreleerd aan het kleigehalte en het organische stofgehalte. Klei en organische stof kunnen door hun negatief geladen oppervlak, respectievelijk het bezit van negatief geladen hydroxyde- en carboxylgroepen, kationen adsorptief gebonden houden. De totale hoeveelheid kationen die uitgewisseld kan worden door de bodem (massa) wordt Cation Exchange Capacity (CEC) genoemd. De CEC wordt vaak uitgedrukt in meq 100 g-1. Het is echter correcter om de CEC uit te drukken in in SI-eenheden, mol(+) kg-1. Om vergelijking met meq 100 g-1 te behouden wordt in het vervolg de CEC uitgedrukt in cmol+ kg-1. De CEC kan worden beschreven als functie van de ladingsdichtheid van de vaste fase en de specifieke oppervlakte van de vaste fase.

γ = CEC

γ = 10 5 S * Γ (cmol(+) kg -1 );

S= specifiek oppervlak vaste fase Γ= ladingsdichtheid oppervlak De adsorptiecapaciteit van bodems met een hoog organisch stofgehalte is vele malen hoger dan die van minerale gronden. Bolt en Bruggenwert (1978) geven voor humus een CEC van 200300 cmol+ kg-1, terwijl Brady (1990) een maximale CEC voor humus geeft van 300 cmol+ kg-1. Clymo (1983) en Sikora & Keeney (1983) geven een CEC voor veen van 100-200 cmol+ kg-1. 18

Basenverzadiging

Puustjärvi (1974) & Springer (1973) geven de volgende CEC's voor verschillende veentypen: Veenmosveen: 100-140 cmol+ kg-1; Zeggeveen: 50-100 cmol+ kg-1; Bosveen: 60-100 cmol+ kg-1; Amorf veen: 110-160 cmol+ kg-1; 'Granulair veen': 110-160 cmol+ kg-1 In De Weerribben worden CEC's gemeten van 55 tot 160 cmol+ kg-1 (pH: 4-6,2). In Groot Zandbrink, een gebied met een minerale bodem met een dunne organische toplaag (10-20 cm) bedraagt de CEC 10-25 cmol+ kg-1. De CEC is pH-afhankelijk: hoe hoger de pH, hoe hoger de CEC (fig. 3.2). Kationen kunnen worden uitgewisseld tegen andere kationen, waarbij het het systeem electroneutraal blijft. De kationen die oorspronkelijk geadsorbeerd zaten komen nu 'vrij' in oplossing. De uitwisseling van kationen kan als volgt schematisch worden weergegeven:

CEC - A+ + B+ _ CEC - B+ + A+ Bij uitwisseling van monovalente en divalente kationen wordt uit het oogpunt van electroneutraliteit, twee monovalente kationen uitgewisseld worden tegen één divalent kation. De uitwisseling van kationen vindt onder ideale omstandigheden zeer snel plaats (minuten). Uitwisselingsexperimenten (schudexperimenten) in laboratoria, waar dergelijke gunstige condities gelden, wijzen dit uit. Op het standplaatsniveau is de verhouding van de verschillende soorten geadsorbeerde kationen een functie van hun verhouding in de oplossing. Omgekeerd kan gesteld worden dat de samenstelling van de oplossing juist afhankelijk is van welke en in welke mate verschillende kationen zijn geadsorbeerd. Hoe de uitwisselingsprocessen uiteindelijk kunnen worden beschreven staat vermeld in 4.2.2.

NOV-rapport 8

19


Figuur 3.1:

20

Verband tussen pH en de bezetting van het adsorptiecomplex (Naar: Brady 1990);

Basenverzadiging

Figuur 3.2:

Verband tussen pH en de CEC voor smectiet en humus (Naar: Brady 1990).

3.2 Beschikbaarheid van P De beschikbaarheid van fosfor (P) is sterk afhankelijk van de basenverzadiging van het systeem, omdat bij de beschikbaarheid van P (in tegenstelling tot stikstof) sterk wordt gereguleerd door de mate van adsorptie en precipitatie (zie fig. 3.3). Fosfaat kan via Al, Fe en Ca-ionen aan bodemdeeltjes worden geadsorbeerd. Een hoge Ca-bezetting van het adsorptiecomplex kan de fosfaatconcentratie op een laag niveau bufferen. Deze bufferwerking zorgt ervoor dat de fosfaatconcentratie in de bodem minder gevoelig is voor korte termijn veranderingen. Een afname van de basenverzadiging leidt tot een toename van de P-beschikbaarheid (Kemmers 1993b, Koerselman & Verhoeven 1993, Schouwenberg 1994).

NOV-rapport 8

21


Door modellering van bovengenoemde processen kunnen uitspraken gedaan worden over de hoeveelheid en de verdeling van verschillende watertypen die nodig is om bepaalde standplaatscondities te garanderen (van belang voor waterbeleid). Hierbij wordt met name aandacht besteed aan de kinetiek van de uitwisseling van basen tussen water en bodem.

Figuur 3.3:

22

Overzicht fosfortransformaties in de bodem (Uit: Kemmers 1990)

Methode van onderzoek

4. METHODE VAN ONDERZOEK 4.1 Werkwijze Door ingrepen in de waterhuishouding vinden, veranderingen plaats in de standplaatsfactoren (zie hoofdstuk 2). Door gebruik te maken van modelbeschrijvingen worden factoren, processen en snelheden van processen gekwantificeerd. Er wordt hierbij gebruik gemaakt van bestaande hydrologische gegevens. De hydrologie wordt daarbij niet gemodelleerd, maar de hydrologische gegevens (al dan niet afkomstig van hydrologische modellen) dienen als input voor de standplaatsmodellering. Er wordt hierbij van een quasi-stationaire benadering gevolgd. Om inzicht te krijgen in variabelen en processen die op het standplaatsniveau spelen, is gedetailleerdere kennis noodzakelijk over de kwantitatieve verdeling van verschillende watertypen binnen een standplaats en de gevolgen hiervan voor de waterkwaliteit. Voor dit laatste zijn modelbeschrijvingen als QUAGSOLVE en QUAGMIX geschikt (4.2). Deze beschrijvingen zijn opgesteld voor trilvenen in De Weerribben (Van Wirdum 1991). Of deze beschrijvingen overdraagbaar zijn naar andere terreintypen is nagegaan voor Groot Zandbrink. QUAGSOLVE en QUAGMIX zijn binnen dit project toegepast voor het opstellen van een water en stoffenbalans van een standplaats. Verder kan met enige aanpassingen de uitwisseling van basen met het adsorptiecomplex nader worden gekwantificeerd (CATEX; 4.3). De koppeling tussen standplaatsfactoren en het voorkomen van vegetaties wordt empirisch tot stand gebracht. Deze empirische relatie wordt gebruikt om een verband te leggen tussen standplaatstypen en ecologische indicaties van de vegetatie (4.4). Het onderzoek binnen de 'case-studies' kan in 3 stappen worden opgesplitst: 1. Nagaan of er aanwijzingen zijn voor selectieve uitwisseling van basen met behulp van het rekenmodel QUAGMIX. 2. Om na te gaan of er daadwerkelijk sprake is van uitwisseling met het adsorptiecomplex en om dit verder te kwantificeren, is de modelbeschrijving uitgebreid met een beschrijving van de kationenuitwisseling (CATEX). 3. Uit de verandering van de verhouding op het adsorptiecomplex in de tijd, kan de adsorptie en desorptie berekend worden; samen met de QUAGMIX-resultaten levert dit de hoeveelheid water die doorgestroomd is, die met onafhankelijke schattingen (bv. QUAGSOLVE) vergeleken kan worden.

4.2 Gebruikte modelbeschrijvingen NOV-rapport 8

23


In het navolgende wordt een korte beschrijving gegeven van de gebruikte modellen. Hierbij zijn algemene formuleringen vertaald naar de onderzoeksgebieden in hoofdstuk 5 en 6 verder worden gespecificeerd.

4.2.1 Water en stoffenbalans (QUAGSOLVE/QUAGMIX) QUAGSOLVE De waterbalans van een gebied geeft inzicht in de lokale waterhuishouding. In fig. 4.1 staat de waterbalans voor kraggen (A) en voor gebieden met een vast maaiveld weergegeven (B). De water- en stoffenbalans van een gebied kan met behulp van het door Van Wirdum (1991) ontwikkelde rekenkundig model QUAGSOLVE worden opgesteld. Het model werd in eerste instantie opgesteld voor kraggenvenen. Het is getoetst aan De Stobbenribben, een deelgebied van De Weerribben. Met het model kan in een inzijgingsveen als De Weerribben de invloed van water vanuit het oppervlaktewatersysteem worden nagegaan.

24


D: E: Li P: Qi: Qi+1: Ti: S: ci: c0: ck: cz: cl: cs:

Afvoer naar het onderliggende grondwater (m j-1); Evapotranspiratie (m j-1); Oppervakte van compartiment i (m2, breedte = 1 m); Neerslag (m j-1); Laterale aanvoer naar compariment i (m3 j-1); Laterale afvoer vanuit compariment i (m3 j-1); Uitwisseling tussen compartiment i van de kragge met het onderliggende stromingskanaal ( m j-1); kwel (m j-1) [Cl] in compartiment i (g m-3) [Cl] in neerslag (g m-3) [Cl] in kragge of wortelzone (g m-3) [Cl] gemiddelde in stroomkanaal (g m-3) [Cl] laterale aanvoer (g m-3) [Cl] in kwelwater (g m-3))

QUAGSOLVE gaat uit van menging van verschillende watertypen. Van Wirdum (1991) beschouwt dit als het dominante proces bij de beschrijving van de variatie van de chemische samenstelling van water in en onder de kraggen. Afwijkingen hiervan zijn te verklaren uit het feit dat ook andere processen, zoals ad- en desorptie aan het veen, opname door planten, oplossing en precipitatie, een belangrijke rol spelen. Door het model wordt een evenwichtssituatie aangenomen. In figuur 4.2 staat de balans voor water en chloride weergegeven. Bij de berekeningen van menging van verschillende watertypen wordt uitgegaan van het conservatieve ion chloride, omdat dit in andere processen nauwelijks een rol speelt. In een evenwichtsituatie gelden de volgende formules (Van Wirdum 1991): 1. Interactie kragge-stromingskanaal

Pc0 + T i cz,i = ( T i + P - E) ck,i ; 2. Stromingskanaal in lengte-richting

Qi cl,i + Li Pc0 = Qi+1 cl,i+1 + Li Dcz,i ; 3. Combinatie 1 en 2

Qi cl,i + Li ( T i + P - E) ck,i = Qi+1 cl,i+1 + Li ( T i + D) cz,i ;

NOV-rapport 8

25


4. Wet van behoud van massa

Qi + Li (P - E) = Qi+1 + Li D Het model kan ook worden gebruikt om de invloed van verschillende watertypen te berekenen in andere terreintypen dan kraggenvenen. Voor een gebied met een vast maaiveld, zoals Groot Zandbrink geldt de volgende formule: 3a.

Li Scs + Qi cl,i + Li (P - E) ck,i = Qi+1 cl,i+1 + Li Dcz,i QUAGMIX Om vast te stellen of er ont- of oplading van het adsorptiecomplex plaatsvindt is het noodzakelijk om nauwkeuriger de mengverhouding van de verschillende waterbronnen te berekenen dan in QUAGSOLVE gebeurt. Dit kan gedaan worden met het model QUAGMIX (Van Wirdum 1991, zonder modelnaam). Voor De Weerribben geldt dat aan de hand van de concentraties van het conservatieve ion chloride in regen- en oppervlaktewater (slootwater) de mengverhouding van beide watertypen kan worden berekend (vergelijking 5)2. Vervolgens kan de verwachte mengconcentratie van andere ionen worden berekend op basis van de berekende mengverhouding van beide watertypen. Deze berekende concentraties kunnen vergeleken worden met daadwerkelijk gemeten concentraties (vergelijking 6). Als bij vergelijking minder basen in oplossing gemeten worden dan op basis van menging wordt verwacht, verdwijnen er blijkbaar basen uit de oplossing. Een deel wordt mogelijk opgenomen door de vegetatie, een ander deel slaat mogelijk neer. Er zullen echter ook basen verdwijnen naar het adsorptiecomplex: er vindt oplading van de bodem plaats. Bij ontlading worden juist meer basen in oplossing gemeten dan op basis van menging wordt verwacht. Verificatie hiervan moet plaatsvinden door werkelijke meting van de basenverzadiging van standplaatsen. Er kan zo worden bepaald hoeveel daadwerkelijk uitgewisseld wordt bij ver- of ontzuring van een standplaats.

5. Berekening aandeel slootwater:

p = 2

( ci - c0 ) ( cs - c0 )

Buiten menging van slooten regenwater kan natuurlijk ook menging van andere watertypen worden berekend.

26


p: cs:

aandeel slootwater; [Cl] in sloot

6. Berekening winst of verlies van ion X in het water (dX):

dX = [ X mix ] - [ X gem ], met [ X mix ] = p* [ X s ] + (1- p)* [ X 0 ] [Xmix] = alleen op basis van menging berekende concentratie ion X [Xgem] = daadwerkelijk gemeten concentratie ion X [Xs] = concentratie ion X in slootwater [X0] = concentratie ion X in regenwater Bovenstaande berekeningen kunnen niet alleen uitgevoerd worden voor de menging van slooten regenwater, maar ook voor menging van regenwater en lokaal water, dat wil zeggen water dat eerder op het traject van beïnvloeding door slootwater ligt (de invloed van het slootwater in het terrein neemt af met de afstand tot de sloot). Er kan zo een aantal "compartimenten" naast elkaar geplaatst worden om te komen tot een beschrijving van de menging van watertypen en de veranderingen in de stoffenbalans tussen de verschillende compartimenten van een terrein. De genoemde beschrijving in de huidige studie is toegepast voor De Weerribben. Voor Groot Zandbrink is nagegaan of deze beschrijving tevens toepasbaar is voor een ander terreintype. In Groot Zandbrink is kwel de belangrijkste aanvoerbron van basenrijk water. Er is dan ook bij de mengberekeningen uitgegaan van menging van grondwater en regenwater. 4.2.2 Basenuitwisseling (CATEX) Met behulp van het model CATEX (Cation Exchange) kan nagegaan worden in welke mate addanwel desorptie van kationen aan het uitwisselingscomplex van de bodem plaatsvindt. Met behulp van QUAGMIX kan de basenuitwisseling tussen water en adsorptiecomplex worden benaderd. Met behulp van CATEX wordt een nadere kwantificering doorgevoerd. Om de uitwisseling van kationen te beschrijven worden in de literatuur veel modellen beschreven. De bekenste hiervan zijn de Gapon-vergelijking (Gapon 1932), de Vanselowvergelijking (1933) en de Gaines-Thomas-vergelijking (1953). De Gapon-vergelijking gaat uit van het feit dat de binding van ionen uit de oplossing beschreven moet worden ten opzichte van één adsorptieplaats, zodat het aantal molen in de geadsorbeerde fase constant is. Bij de Vanselow-vergelijking wordt uitgegaan van de ondeelbaarheid van ionen, zodat verbindingen alleen maar een geheel aantal ionen kunnen bevatten. Hierdoor is het aantal ionen in de oplossing niet constant, maar variabel en afhankelijk van de lading van de ionen die aan het adsorptiecomplex zitten. De GainesThomas-vergelijking is overeenkomstig de Vanselow-vergelijking, met als verschil dat de NOV-rapport 8

27


binding aan het adsorptiecomplex door Gaines-Thomas uitgegaan werd van equivalente fracties in plaats van molfracties, zoals in de Vanselow-vergelijking gebeurt. Hier zal in navolging van het in het kader van de Studiecommissie voor Waterbeheer, Bos, Natuur en Landschap uitgevoerde studie naar de modellering van de uitwisseling van Ca2+ (o.a. Wesseling 1985) en een onderzoek van Kemmers (1983) in Groot Zandbrink verder gewerkt worden met Gapon-vergelijking. De Gapon-vergelijking kan voor de uitwisseling van H+ en Ca2+ als volgt worden weergeven: 7. Gapon-vergelijking

γx

γH [ H+ ] = K GH / Ca * γ Ca [ Ca 2+ ] / 2 = geadsorbeerd ion x aan CEC (cmol + kg -1 ) KGH/Ca = uitwisselingsconstante

(Gapon-coëfficiënt; (mol l-1) ) [x] = concentratie kation x in oplossing (mol l-1) Bij de toepassing van de Gapon-vergelijking is het van belang dat de uitwisselingscoëfficiënt of Gapon-coëfficiënt (KGH/Ca; eenheid: (mol l-1) ) te kennen. Om deze coëfficiënt te kunnen bepalen moeten de concentraties in het water en de bezetting van het adsorptiecomplex voor beide kationen bekend zijn. De Gaponcoëfficiënt is voor bodems met een hoog organisch stofgehalte pH-afhankelijk. Organische stof bevat negatief geladen hydroxyde- en carboxylgroepen, die zich gedragen als zwakke zuren. Bij een hoge H+-concentratie (lage pH) wordt H+ selectief gebonden. Als gevolg hiervan neemt de negatieve lading van het adsorptiecomplex af, en daarmee de CEC. De selectiviteit voor binding van H+ neemt af bij dalende pH (KGH/Ca neemt af). De Gapon-coëfficiënt kan aanzienlijk variëren in bodems met een hoog organisch stofgehalte. In deze studie wordt de Gaponcoëfficiënt afgeleid voor een aantal terreinen in De Weerribben en Groot Zandbrink. Hierbij zal worden aangegeven hoe de coëfficiënt afhangt van de pH in terreinen met verschillende organische stoftypen. De Gapon-coëfficiënt kan als volgt worden afgeleid: 8. Berekening Gapon-coëfficiënt

28


K

G H / Ca

=

γ H+ [ Ca 2+ ] / 2 * [ H+ ] γ Ca2+

4.3 Ecologische indicaties vegetatie De koppeling met de vegetatie wordt gelegd door een vergelijking te maken met de ecologische indicaties. Hiervoor worden de ecologische spectra van de vegetatie weergegeven in radardiagrammen. Bij het opstellen van de spectra wordt rekening gehouden met de heterogeniteit binnen een standplaats. In plaats van het berekenen van één indicatie voor een homogeen veronderstelde standplaats, worden de afzonderlijke plantensoorten ingedeeld, zodat een spectrum ontstaat. De ecologische spectra zijn opgesteld aan de hand van vegetatieopnamen. Elke voorkomende soort is ingedeeld in een bepaalde indicatieklasse op basis van hun indicatiegetallen volgens Ellenberg et al. (1991). Bij de indeling van de klassen is gebruik gemaakt van de indeling die voor het Natuurtechnisch Model (NTM) wordt gehanteerd (zie Gremmen 1991, Schouwenberg et al. 1997). Er zijn drie zuurgraad- en drie voedselrijkdomklassen, te weten: - Zuur (Z; Ellenberg: R1-R4); - Circum-neutraal (C; Ellenberg: R5-R7); - Basisch (B; Ellenberg: R8-R9); - Voedselarm (A; Ellenberg: N1-N3); - Matig voedselrijk (M; Ellenberg: N4-N7); - Voedselrijk (R; Ellenberg: N8-N9). De indifferente soorten (Ellenbergindicatie X) zijn hierbij ingedeeld in de middelste klasse (voor zuurgraad, circumneutraal en voor voedserijkdom: matig voedselrijk). Bij het opstellen van ecologische spectra kan wel of niet rekening worden met de abundantie van de soorten. Beide methoden zijn voor de onderzoeksgebieden toegepast.

NOV-rapport 8

29


30

De Weerribben

5. DE WEERRIBBEN 5.1 Inleiding In dit hoofdstuk wordt de modelbeschrijving zoals die voor De Weerribben is uitgewerkt besproken. In 5.2 worden de onderzochte terreinen beschreven. In 5.3.1 wordt de QUAGMIXbenadering (Van Wirdum 1991) toegepast om na te gaan of er selectief basen uit het water verdwijnen of juist daaraan worden afgegeven. Om de procesgang voldoende te beschrijven is deze modelbeschrijving in 5.3.2 uitgebreid met een beschrijving van de kationenuitwisseling (CATEX). Om de resultaten te toetsen is gebruik gemaakt van meetgegevens en van berekeningen van de waterbalans (5.4). Tenslotte wordt een vergelijking gemaakt met de ecologische indicaties van de vegetatie (5.6).

5.2 Gebiedsbeschrijving De trilvenen in het Nationaal park "De Weerribben" vertegenwoordigen een grote botanische waarde, met als zeldzame soorten onder andere Utricularia intermedia (Plat Blaasjeskruid), Liparis loeselii (Sturmia), Scorpidium scorpioides (Schorpioenmos) en Pedicularis palustris (Moeraskartelblad). Binnen Nederland zijn waarschijnlijk alleen in De Wieden dergelijke vegetaties even goed ontwikkeld (Staatsbosbeheer 1988). Van deze laagveenvegetaties is lang aangenomen dat ze hun basenrijk karakter te danken hebben aan opkwellend grondwater. Van Wirdum (1973, 1979, 1991) heeft aangetoond dat in De Weerribben sprake is van wegzijging. In het onderzoek onder zijn leiding werd dit ook voor verschillende trilvenen in De Wieden vastgesteld (zie Van Wirdum 1991). De aanvoer van basenrijk oppervlaktewater via het slotenstelsel draagt zorg voor de basenrijke omstandigheden waardoor zogenaamde "kwelindicatoren" kunnen voorkomen. De laatste 25 jaar zijn soortenrijke trilveenvegetaties op veel plaatsen verdwenen door verzuring van de kraggen, als gevolg van verlanding van het slotenstelsel, waardoor de aanvoer van basenrijk oppervlaktewater stagneerde. Onder invloed hiervan zien we in trilvenen een verandering van de vegetatie met Schorpioenmos naar een vegetatie met Veenmos en Haarmos (fig. 5.1). Om een dergelijke ontwikkeling te vertragen of tegen te gaan moet de bovenlaag van de kragge voldoende gevoed worden met basenrijk water. Om meer basenrijk water aan te voeren zijn in 1992 in het kader van "Effectgerichte maatregelen tegen verzuring en eutrofiëring" (EGM) in een aantal gebieden (o.a. De Stobbenribben en De Wobberibben) sloten die zich in verschillende mate van verlanding bevonden opengetrokken en zijn tevens nieuwe sloten gegraven (zie fig. 5.1 en 5.2). Het boezemwater wordt via een lang traject aangevoerd, zodat door natuurlijke reiniging de hoeveelheid nutriënten afgenomen is voordat de trilvenen NOV-rapport 8

31


worden bereikt. Als gevolg van een verbeterde aanvoer van basenrijk water moet een oplading van het adsorptiecomplex plaatsvinden, waarna verdere verzuring tot staan gebracht wordt en eventueel opnieuw basenrijke standplaatscondities kunnen ontstaan. In De Stobbenribben en in De Wobberibben zijn maatregelen genomen om de overleving van de laatste resten basenrijk en voedselarm trilveen te bevorderen. In De Stobbenribben is zulk trilveen nu nog goed ontwikkeld, tot op een afstand van meer dan 150 m vanaf de voornaamste aanvoersloot van basenrijk oppervlaktewater (zie fig. 5.2). De aanvoersloot dreigde echter dicht te groeien, en is nu opgeschoond. Dat is in het verleden wel vaker gebeurd. Deze sloot takt van een belangrijke boezemvaart af, zodat er reden was bang te zijn voor een met de watertoevoer toenemende verontreiniging en vergrote aanvoer van voedingsstoffen. Om dat te voorkomen wordt het boezemwater nu via een verlengd traject naar de sloot aangevoerd, opdat via natuurlijke reiniging de hoeveelheid nutriënten in het water afneemt. In De Wobberibben is al een grote oppervlakte schorpioenmosrijk trilveen overgegaan in de Veen- en Haarmosfase, maar dicht bij de sloten zijn nog steeds heel "goede" stukken over, die in 30 jaar haast niet veranderd zijn (fig. 5.2). In dit terrein was een aantal oude sloten helemaal verland. Die zijn in het voorjaar van 1992 weer opengegraven, en er zijn ook enkele nieuwe sloten gemaakt. Het hele slootstelsel is via een lange weg met de boezem verbonden. In De Stobbenribben was de doelstelling verzuring en vermesting te voorkomen; er werd dus geen belangrijke verandering verwacht. In De Wobberibben werd een sterkere toetreding van basenrijk water onder en in de kraggen verwacht. De huidige processtudie wordt uitgevoerd in aansluiting op het EGM-onderzoek om na te gaan hoe en in welke mate oplading van het adsorptiecomplex plaatsvindt. Er wordt daarbij geprobeerd greep te krijgen op de snelheid van het uitwisselingsproces. Vooruitlopend op toekomstige onderzoeksresultaten over de snelheid waarmee oplading van het veen plaatsvindt, is een schatting gemaakt van de tijd die, onder de voor verzuring allergunstigste omstandigheden, nodig zou zijn om de toplaag van een kragge volledig te ontladen, en om die vervolgens weer op te laden onder voor oplading gunstige omstandigheden. Hierbij is gebruik gemaakt van labexperimenten, waarbij de Zuurneutralisatiecapaciteit (ZNC) en de Baseneutralisatiecapaciteit (BNC) van het veen zijn bepaald (Schouwenberg 1994). Hierbij is uitgegaan van een jaarlijkse zure depositie van 0,5 mol.m-2 j-1. Er is ook vanuit gegaan dat, op grond van de grote wegzijging (> 2 m j-1), de verblijftijd van het regenwater in de kragge niet lang is, zodat een door ontlading veroorzaakt basenoverschot in het water wordt afgevoerd. Bij volledige isolatie waarbij alleen aanvoer van regenwater plaatsvindt, zou dan een 32

De Weerribben

met basen verzadigde kragge van 5 cm dikte ca. 7-9 jaar toekunnen met de aanwezige basenvoorrraad. Op de meest verzuurde monsterplek zou de basenvoorraad voor een kraggedikte van 5 cm zelfs al binnen een jaar volledig zijn opgebruikt (Schouwenberg 1994, Van Wirdum 1994). In werkelijkheid zal ontlading van het adsorptiecomplex minder snel gaan. Ten eerste komt een volledige afsluiting van buitenwater vrijwel niet voor, althans niet zonder dat ook (tijdelijke) verdroging optreedt. Ten tweede vindt voortdurend een zekere menging plaats, waarbij basen uit diepere veen- en waterlagen bovenin de kragge opnieuw beschikbaar komen. Deze menging wordt in stand gehouden door de stoffenkringloop via de vegetatie, door verdamping van het bovenste regenwater, en door betreding en berijding (onder andere tijdens het maaien). Aan de hand van bovenstaande aannamen en berekeningen van de hoeveelheid slootwater die in het terrein aangevoerd kan worden zou een oplading van een volledig verzuurde kragge ca. 30-40 jaar duren. Pas als het veen weer volledig met basen verzadigd is bereiken de basenconcentraties in het veenwater weer het voor dit vegetatietype normale niveau. Doordat de ontzuring van onder naar boven in de kragge voortgaat, kunnen plantensoorten die nu nog ondergronds aanwezig zijn eerder profiteren dan soorten die zich opnieuw in de toplaag moeten vestigen, waaronder de mossen.

NOV-rapport 8

33


Figuur 5.1: Verzuring (Veenmos, Haarmos) van soortenrijke trilvenen (Schorpioenmos, Puntmos ten gevolge van het verlanden van sloten in De Wobberibben (Uit: Van Wirdum 1994); In 1992 staan de nieuw gegraven sloten aangegeven.

Figuur 5.2: 34

De Stobbenribben

De Weerribben

5.3 Aanwijzing voor basenuitwisseling door toepassing van mengberekeningen In deze studie zijn berekeningen uitgevoerd voor een drietal standplaatstypen: a. Niet verzuurd, altijd verbonden. Locaties die steeds onder invloed van basenrijk oppervlaktewateraanvoer (slootwater) hebben gestaan (3 locaties in De Stobbenribben; Ab, Ac De); b. Verzuurd, recent verbonden. Locaties die vanaf 1992 aan de invloed van de oppervlaktewateraanvoer zijn blootgesteld (3 locaties in De Wobberibben; 11, 12, 31); c. Verzuurd, geïsoleerd. Locaties die al geruime tijd geen invloed van oppervlatewateraanvoer hebben (1 locatie in De Stobbenribben, 2 locaties in De Wobberibben; Bd, 32, 33). 5.3.1 QUAGMIX Omdat de herkomst van het water goed bekend is kan onder een sterk vereenvoudigde aanname de watersamenstelling op elk tijdstip geschat worden op basis van de veronderstelde menging van water uit de boezem en regenwater. De vereenvoudigde aanname is dat er geen andere processen dan menging optreden en dat er dus ook geen afgifte of opname van stoffen door de vegetatie en de bodem zijn. Eén van de weinige stoffen waarvoor dit vrijwel geheel opgaat is het chloride-ion. Dit wordt in het rekenmodel (QUAGMIX) gebruikt om voor een geanalyseerd watermonster de mengverhouding te berekenen en vervolgens op grond daarvan de concentraties van andere ionen te schatten. Door deze nu te vergelijken met de analyseresultaten wordt een aanwijzing verkregen voor welke stoffen de vereenvoudigde aanname waarschijnlijk niet opgaat. Van Wirdum (1991) leidde uit een dergelijke analyse af dat selectieve basenuitwisseling in De Stobbenribben een belangrijk proces zou kunnen zijn. In deze studie is QUAGMIX toegepast op een tijdserie voor de genoemde monsterpunten. De berekeningen die voor de periode 1991-1996 met behulp van QUAGMIX zijn uitgevoerd (zie tabel 5.1) geven voor de verzuurde en "behandelde" situatie duidelijk een verhoogd aandeel slootwater na het vergroten van de toegankelijkheid voor boezemwater te zien. Voor deze berekeningen is als "slootwaterbron" steeds het op dezelfde datum bemonsterde slootwater genomen, terwijl als tweede bron voor de mengberekeningen het referentie-regenwater ATW80 (Van Wirdum 1991) is gebruikt. Dit referentiemonster is afkomstig van een relatief schoon gebied en is het gewogen gemiddelde te Witteveen over 1980 (KNMI-meetnet). Voor de maatregelen blijkt het water in de geïsoleerde verzuurde kraggen op 1 m diepte voor 34% uit slootwater te hebben bestaan en dus voor 66% uit regenwater. Tegelijkertijd wordt meer Ca2+ in het water gevonden dan op basis van de berekeningen wordt verwacht (dCa positief). Dit zou het gevolg kunnen zijn van ontlading van het veen, dat wil zeggen afgifte van basen vanaf het adsorptiecomplex naar het water. Na de maatregelen is de verhouding slootwater:regenwater 90:10. Er blijkt nu Ca2+ uit het water te verdwijnen: wellicht is er nu NOV-rapport 8

35


oplading van het veen (adsorptiecomplex). Bij verzuring van veenbodems valt te verwachten dat Ca2+ selectief wordt uitgewisseld met H+. De resultaten van de berekeningen met QUAGMIX geven geen aanleiding om te veronderstellen dat er uitwisseling met andere kationen (bv. Ca2+ met Na+) plaatsvindt. De verschillen tussen de op basis van menging berekende en gemeten concentraties van Mg2+, Na+ en K+ zijn verhoudingsgewijs klein. Tabel 5.1:

toestand

Resultaten berekeningen QUAGMIX; Aandelen slootwater voor verschillend al dan niet door sloot beïnvloede monsterpunten (1 m -mv); dX: verschil tussen berekende en gemeten [X]; z=diep (1 m -mv), o=ondiep (0-0,1 m -mv).

1991-1996

recent verbonden; voor graven sloot 1991

recent verbonden; na graven sloot 1992-1996

Verzuurd

Verzuurd

?

altijd verbonden

geïsoleerd

1991-1996

Basenrijk z

o

z

o

z

o

z

o

3x8

3x8

3x8

3x8

3x1

3x1

3x7

3x7

n

Slootinvloed

94

74

56

33

34

23

90

45

%

dCa

-2,6

-2,7

-12,3

-16,4

+5,1

-8,5

-23,9

-17,7

mg/l

dNa

-0,7

+0,1

-1,6

-0,3

-1,4

+0,3

-0,9

-1,0

mg/l

dMg

-0,2

-0,1

-0,3

-1,5

+2,6

-0,7

-0,7

-1,2

mg/l

dK

+0,9

+0,8

+0,4

+3,1

+0,3

+2,5

+2,5

+3,2

mg/l

dHCO3

+17,2

+2,6

-25,0

-44,1

+32,7

-35,1

-58,5

-40,5

mg/l

dSO4

-23,7

-11,7

-12,6

-6,6

-10,8

-3,9

-9,9

-6,7

mg/l

Om na te gaan of mogelijk nog andere processen dan uitwisseling van Ca2+ en H+ een rol van betekenis spelen in de onderzochte terreinen is de analyse met QUAGMIX tevens uitgevoerd voor de anionen HCO3- en SO42-. Opvallend is dat er een sterke relatie in de tijdseries lijkt te bestaan tussen dHCO3 en dCa (zie fig. 5.3). Uit berekeningen met het programma MAION (Van Wirdum 1991) blijkt dat alle monsters onder een pH liggen waarbij verzadiging, en dus calcietvorming optreedt. Met MAION wordt berekend 36

De Weerribben

bij welke pH Ca2+ en HCO3- nog juist in oplossing blijven als de watertemperatuur 10(C is. Deze pH wordt de verzadigings-pH (pHsat) genoemd. De gemiddelde grondwatertemperatuur in Nederland is 10(C. Wanneer de temperatuur 1(C hoger is, zakt de verzadigings-pH 0,015 eenheden (Van Wirdum 1991). Is de pH hoger dan de verzadigings-pH dan is mogelijk calciet neergeslagen. Hier zou alleen in de sloten mogelijk enig calciet kunnen neerslaan. Hier ligt de pH rond de verzadigings-pH. Bij een nader veldonderzoek zijn geen aanwijzingen gevonden voor calcietvorming. De sterke correlatie tussen dCa en dHCO3 (1:1, zie fig. 5.3) is het gevolg van verschuiving van het bicarbonaatevenwicht. Bij uitwisseling van Ca2+ en H+ zal H+ in oplossing komen, waarna de volgende reactie zich voordoet:

Ca

2+

+ 2 H - CEC + 2 HCO-3 _ 2 H 2 O + Ca - CEC + 2 CO2

Het verschil tussen gemeten en op basis van menging berekende SO42+-concentratie blijkt klein te zijn. Er vindt wel enige (verwaarloosbare) reductie van sulfaat plaats. De grootste sulfaatreductie vindt juist plaats in een zone waar geen negatieve effecten op de vegetatie zijn waargenomen. Problemen met sulfaat, zoals beschreven in 2.3, lijken hier dan ook niet aan de orde.

Conclusies: - Calcium wordt selectief uitgewisseld tussen het water en een andere fractie (naar is aan te nemen: de bodem). - Natrium, kalium en magnesium vertonen dit niet of veel minder. - 'Winst' of 'verlies' van de hoeveelheid HCO3- uit de oplossing is positief gecorreleerd (1:1) met de hoeveelheid 'winst' of 'verlies' van Ca2+. - Er vindt enige sulfaatreductie plaats. - Herstel van aanvoer van basenrijk oppervlaktewater leidt tot een toename van het aandeel slootwater in het terrein en als gevolg hiervan lijkt er een oplading van het adsorptiecomplex met Ca2+ plaats te vinden.

NOV-rapport 8

37


Figuur 5.3:

QUAGMIX-berekeningen voor De Weerribben 1991-'96: relatie tussen dCa en dHCO3 (dHCO3=0,94*dCa, R2=86, p<0,001)

5.4 Basenuitwisseling - CATEX Om na te gaan of het verschil tussen gemeten en op basis van menging verwachte Caconcentratie (dCa) daadwerkelijk het gevolg is van uitwisseling met het adsorptiecomplex, is de modelbeschrijving uitgebreid met een beschrijving van de kationenuitwisseling (CATEX). Dit gebeurt in drie stappen: a. Met de pH van het water in het kletsnatte veen kan de zogenaamde Gapon-coëfficiënt geschat worden die de ongelijkheid van de verhouding van H+ en Ca2+ tussen water en veen beschrijft. De Gaponcoëfficiënt hangt af van de vaste eigenschappen van de organische stof en van de pH; b. Uit de verhouding van H+ en Ca2+ in het water kan de verhouding op het adsorptiecomplex berekend worden; c. Uit de verandering van de verhouding op het adsorptiecomplex in de tijd, kan de adsorptie 38

De Weerribben

en desorptie berekend worden; samen met de QUAGMIX-resultaten levert dit de hoeveelheid water die doorgestroomd is, die met onafhankelijke schattingen vergeleken kan worden. 5.4.1 a: De Gaponvergelijking Op het standplaatsniveau is de verhouding van de verschillende soorten geadsorbeerde kationen een functie van hun verhouding in de oplossing. Omgekeerd kan gesteld worden dat de samenstelling van de oplossing juist afhankelijk is van welke en in welke mate verschillende kationen zijn geadsorbeerd. Er wordt bij de toepassing van de Gapon-vergelijking uitgegaan van een tijdelijke evenwichtsituatie (dit in tegenstelling tot QUAGMIX). Bij aanvoer van een ander watertype wordt na de selectieve uitwisseling die QUAGMIX aangeeft een nieuw evenwicht verondersteld. Met CATEX kan bij veranderingen in de waterhuishouding nagegaan worden welk evenwicht in de nieuwe situatie zal ontstaan. Aan de hand daarvan kan worden nagegaan hoeveel addanwel desorptie van kationen noodzakelijk is om dit evenwicht te bereiken en wat de gevolgen hiervan voor de concentraties in het water zijn. Bij de toepassing van de Gapon-vergelijking is het van belang om de Gapon-coëfficiënt te kennen. Om deze coëfficiënt te kunnen bepalen moeten de concentraties in het water en de bezetting van het adsorptiecomplex voor beide kationen bekend zijn. Voor de terreinen in De Weerribben is deze coëfficiënt empirisch bepaald met formeel bij elkaar behorende bodem- en wateranalysen. Het probleem bij de monsters van De Weerribben is dat de bodem- en watermonsters op verschillende diepten zijn genomen: de watermonsters op 0-0,1 m (0) en 1 m -mv (z), de bodemmonsters op 0,05-0,15 en 0,30-0,45 m -mv. Op de diepte waar in de watermonsters het eerste effect is vastgesteld, onder de kragge, kan de dunne veenbrij nauwelijks bemonsterd worden. Van deze diepte zijn dan ook geen bodemanalysen beschikbaar. Om te komen tot een optimale bepaling van de Gapon-coëfficiënt is een vergelijking gemaakt van verschillende combinaties van diepe bodemmonsters met watermonsters van verschillende diepten. De diepe bodemmonsters zijn hierbij gekoppeld aan respectievelijk de diepe watermonsters, de ondiepe watermonsters en een gemiddelde van monsters van beide diepten. Uit deze analyse bleek dat de combinaties van diepe bodemmonsters met diepe watermonsters het beste voldoet. Voor de uiteindelijke bepaling van de Gapon-coëfficiënt is voor de diepe bodemmonsters dan ook gebruik gemaakt van de diepe watermonsters en voor de ondiepe bodemmonsters van de ondiepe watermonsters. Bodemmonsters waarbij de basenbezetting op meer dan 100% uitkomt zijn buiten beschouwing gelaten, omdat hier de H+-bezetting formeel negatief zou zijn. Als gemiddelde Gapon-coëfficiënt werd gevonden 102,84. De Gaponcoëfficiënt is voor bodems met een hoog organisch stofgehalte pH-afhankelijk. Organische stof bevat negatief geladen hydroxyde- en carboxylgroepen, die zich gedragen als zwakke zuren. Bij een hoge H+concentratie (lage pH) wordt H+ selectief gebonden. Als gevolg hiervan neemt de negatieve NOV-rapport 8

39


lading van het adsorptiecomplex af, en daarmee de CEC (Cation Exchange Capacity). De selectiviteit voor binding van H+ neemt af bij dalende pH (KGH/Ca neemt af). Zoals uit figuur 5.4 blijkt wordt de te verwachten positieve correlatie tussen de Gaponcoëfficiënt en de pH (Bolt & Bruggenwert 1978) ook gevonden. De correlatie tussen pH en KGH/Ca kan als volgt worden weergegeven: 9.

LOG( K GH / Ca ) = - 1,43 + 0,70 * pH

KGH/Ca: uitwisselingsconstante (Gapon-coëfficiënt; (mol l-1)

Figuur 5.4:

Correlatie tussen de Gaponcoëfficiënt en de water-pH (R2=74, p<0,001).

Om een controle te hebben op de betrouwbaarheid van de statistisch bepaalde Gaponcoëfficiënten, is een vergelijking gemaakt voor de monstercombinaties die voor de afleiding gebruikt zijn. In figuur 5.5 staan de resultaten van deze vergelijking weergegeven. Hier is de gemeten ratio Ca2+/(Ca2++H+) aan het adsorptiecomplex uitgezet tegen de met CATEX berekende ratio. Voor de berekening van deze ratio is voor de vergelijking met de diepe (0.3-0.45 m-mv) en de ondiepe (0.05-0.15 m-mv) bodemmonsters gebruik gemaakt respectievelijk de diepe watermonsters (1 m-mv) en de ondiepe watermonsters (0-0.1 m-mv), zoals ook bij de bepaling van de uitwisselings-constante is gebeurd. Idealiter zou een 1:1 relatie tussen de gemeten en 40

De Weerribben

berekende waarden gevonden moeten worden. In het middentraject (ratio: 40-60%) wordt bij de berekeningen enigzins een overschatting plaats. Verbetering kan mogelijk worden verkregen van een verdere optimalisatie van de bepaling van de Gapon-coëfficiënt. De nu gevonden vergelijking is momenteel acceptabel te noemen. Conclusie: "Statistische invulling Gapon-coëfficiënt is acceptabel", dus: mogelijkheid voor extrapolatie binnen dit pH-traject.

Figuur 5.5: Vergelijking van de met CATEX geschatte ratio, Ca2+/(Ca2++H+), en de gemeten ratio (R2=64, p<0,01). 5.4.2 b: Ca-bezetting adsorptiecomplex Als de Gapon-coëfficiënt eenmaal bekend is, is het mogelijk om aan de hand van concentraties in het water de bezetting van het adsorptiecomplex ook te berekenen voor situaties waar wel een watermonster, maar geen bodemmonster van bestaat. Vervolgens kunnen verschuivingen van het evenwicht tussen oplossing en adsorptiecomplex ten gevolge van veranderingen in Ca2+- en H+-concentraties in het bodemvocht worden bepaald. Veranderingen in de Ca2+- en H+-concentraties in het water kunnen optreden door verschillende oorzaken: - De bodem komt in contact met een grondwatertype met een andere chemische samenstelling; - De H+ concentratie wijzigt zich door CO2 productie t.g.v. ademhalingsprocessen in de bodem; NOV-rapport 8

41


- Opname of afgifte van één van de ionen via plantenwortels. - Oplossen/neerslaan. - H+-uitwisseling door veenmossen. Voor de monsters van de drie onderzochte locaties is de ratio Ca2+/(Ca2++H+) aan het adsorptiecomplex geschat (fig. 5.6). Voor de basenrijke standplaats wordt zowel voor de diepe (1 m) als de ondiepe monsters (0 m) in de tijd een constante ratio gevonden (80%; m.u.v. Ac). Voor de verzuurde locaties waar de oppervlaktewateraanvoer in 1992 is hersteld, is in 1991 de ratio lager (diepe monsters: ca. 60% en de ondiepe monsters: ca. 30%). Na het herstel van oppervlaktewateraanvoer neemt de ratio voor de diepe monsters in de loop van de tijd geleidelijk toe en bereikt in 1996 het niveau van de basenrijke standplaats. De ondiepe monsters volgen met enige vertraging deze stijging (11o blijft nog achter). De verzuurde, geïsoleerde locatie blijft de ratio oorspronkelijk laag. Vanaf het najaar van 1995 is echter ook hier een stijging van de ratio te zien. Als gevolg van een lange droge periode heeft het slootwater hier wellicht verder in de kragge kunnen doordringen. Het is dus mogelijk dat het hier om een tijdelijk verschijnsel gaat. Conclusies: - De bezetting van het adsorptiecomplex met calcium lijkt op de basenrijke standplaats in de periode 1991-1996 gelijk gebleven. - De bezetting van het adsorptiecomplex met calcium op de verzuurde, geïsoleerde locaties lijkt in de periode 1991-1995 laag gebleven, maar in 1996 toegenomen. - De bezetting van het adsorptiecomplex met calcium op de verzuurde, recent verbonden locaties in de periode 1991-1996 toegenomen tot op het niveau van de basenrijke locaties. - De oplading van het adsorptiecomplex in de verzuurde, recent verbonden standplaatsen lijkt op basis van de berekeningen met CATEX aanzienlijk sneller te verlopen dan eerder op basis van globale schattingen werd verwacht (zie 5.2).

42

De Weerribben

Figuur 5.6: Bezetting van het adsorptiecomplex voor de verschillende standplaatstypen in De Weerribben voor de periode 1991-1996. Berekeningen met CATEX gebaseerd op de concentraties van Ca2+ en H+ in het water.

5.4.3 c: Doorstroomvolume NOV-rapport 8

43


Met de resultaten van CATEX kan de hoeveelheid water worden berekend die nodig is om de veranderingen in de bezetting van het adsorptiecomplex in de tijd te kunnen verklaren. Deze benodigde hoeveelheid (doorstroomvolume) kan worden vergeleken met onafhankelijke schattingen (QUAGSOLVE-berekeningen). Bij de berekeningen wordt uitgegaan van de met behulp van CATEX berekende toe- danwel afname van de Ca-bezetting van het adsorptiecomplex (zie fig. 5.6). Overal blijkt in de loop van de periode 1991-'96 meer Ca2+ aan het adsorptiecomplex te zijn gebonden (m.u.v. Ab en De ondiep). Er is nagegaan hoeveel Ca-aanvoer nodig is om bovengenoemde toename te realiseren. Er is hierbij per locatie de oplading van de hele kragge in beschouwing genomen. De kragge is hiervoor in twee lagen opgesplitst (2 * 0,25 m). Vervolgens is alles gemiddeld voor beide lagen en zijn verdere berekeningen uitgevoerd voor de gehele kragge met opp. 1 m2 en dikte van 0,5 m (zie tabel 5.2).

Uitgangsscenario: oppervlakte: 1 m2 dikte kragge: 0,5 m CEC: horizont met slaapmossen: 100 cmol+ kg-1 horizont met merendeel veenmossen: 70 cmol+ kg-1 dichtheid: slaapmossen: 80 kg m-3 veenmossen: 50 kg m-3 jaarlijkse depositie: 0,5 mol+ zuur j-1 toename CEC door aangroei (0,75 cm) en opname gewas: 0,25 mol+ j-1

Als de hoeveelheid Ca2+ om de gemiddelde jaarlijkse toe- of afname van het adsorptiecomplex te kunnen verklaren bekend is, kan in combinatie met de resultaten van QUAGMIX worden berekend hoeveel water nodig is om de Ca-toename aan het adsorptiecomplex te kunnen verklaren. Uit de QUAGMIX-berekeningen is namelijk bekend hoeveel Ca2+ uit het water verdwijnt (dCa, tabel 5.1). Er wordt voor de verdere berekeningen gebruik gemaakt van gemidelde waarden voor dCa voor de gehele kragge, om te toetsen of de berekenigen voor de hoeveelheden 'benodigd water' overeenkomen de QUAGSOLVE berekeningen. Voor de periode 1991-'96 was dCa voor de drie terreintypen gemiddeld (zie tabel 5.1):

44

De Weerribben

z: -2,6 mg l-1 = -0,13 mol+ m-3; o: -2,7 mg l-1 = -0,14 mol+ m-3; gem:0,13 mol+ m-3 z:-23,9 mg l-1 = -1,2 mol+ m-3; o: -17,7 mg l-1 = -0,9 mol+ m-3; gem: -1,1 mol+ m-3 z: -12,3 mg l-1 = -0,6 mol+ m-3; o: -16,4 mg l-1 = -0,8 mol+ m-3; gem: 0,7 mol+ m-3

basenrijk: recent verbonden: (1992-'96) geïsoleerd:

Tabel 5.2:

locatie

Benodigde hoeveelheid Ca2+ die aangevoerd dient te worden om aan de vraag van toename van Ca2+ aan het adsorptiecomplex en compensatie van depositie te voldoen. monster o=ondiep z=diep

gem toename Ca-CEC mol+ m-2 j-1

basenrijk

Abz

0,14

Abo

-0,05

Acz

0,19

Aco

0,04

Dez

0,31

Deo

-0,07

verzuurd,

11z

0,92

recent

11o

0,20

verbonden

12z

0,66

12o

0,88

31z

0,84

31o

0,87

verzuurd,

Bdz

0,29

geïsoleerd

Bdo

0,47

32z

0,39

32o

0,47

33z

0,12

33o

0,60

gem Ca-CEC toename o+z (2*0,25 m) mol+ m-2 j-1

depositie zuur + CECtoename mol+ m-2 j-1

totaal Ca2+ nodig

0,09

0,75

0,84

0,23

0,75

0,98

0,24

0,75

0,99

1,12

0,75

1,87

1,54

0,75

2,29

1,71

0,75

2,46

0,76

0,75

1,51

0,86

0,75

1,61

0,72

0,75

1,47

mol+ m-2 j-1

De benodigde hoeveelheid water is berekend om aan de jaarlijkse behoefte aan Ca2+ te voldoen, en wel als volgt: NOV-rapport 8

45


benodigde hoeveelheid Ca2+ (mol m-2 j-1)/ verlies Ca2+ uit water (mol m-3) voorbeeld: verzuurd, recent verbonden locatie, 11: 1,87/1,1 = 1,7 m j-1 (zie tabel 5.3)

De hoeveelheid water die aangevoerd wordt onder de kragge is ruim voldoende om aan de vraag te kunnen voldoen. Er vindt voornamelijk laterale aanvoer plaats en dicht bij de waterbron komt de waterbehoefte van een groter achterland langs. Uit berekeningen blijkt dat er op de verschillende monsterpunten in de periode 1991-1996 een aanvoer van slootwater onder de kragge plaatsvindt afhankelijk van de afstand tot de aanvoersloot van 20-220 m3 j-1 (Q: zie 4.2.1; uitgegaan van inzijging van 2 m j-1 en lengte perceel waarover nog aanvoer plaatsvindt van 160 m). Het "enige" probleem is de vraag of het water ook daadwerkelijk tot bovenin de kragge komt. De gevonden waarden voor benodigde aanvoer van water zijn veel hoger dan alleen op basis van evapotranspiratie wordt verwacht. Bijna de gehele aanvoer van slootwater (en zelfs meer) zou nodig zijn om aan deze waterbehoefte te voldoen. De waarden liggen veel hoger dan de hoogste waarde die door van Wirdum (1991) met QUAGSOLVE is bepaald voor uitwisseling tussen water onder de kragge en de kragge (T=0,59 m j-1; zie 4.2.1). Van Wirdum ging uit van een gemiddeld neerslagoverschot van 0,45 m j-1. In droge perioden kan onder invloed van de verdamping aanzienlijk meer water vanonder de kragge tot bovenin de kragge doordringen dan in perioden met een groot neerslagoverschot. Een van de uitgangspunten voor de berekeningen was dat een zuurdepositie van 0,5 mol m-2 j-1 moest worden gecompenseerd. Deze hoeveelheid is voor Nederland aan de hoge kant. Uit de wateranalysen (pH-metingen) blijkt dat dit aandeel geringer moet zijn. Uitgaande van een pH 4,22 en natte depositie van 800 mm j-1, is de aanvoer H+ ca. 0,05 mol+ m-2 j-1. UItgaande van deze hoeveelheid is de aanvoer op de verschillende locaties berekend en weergegeven in tabel 5.3 (tussen haakjes). Aan de hand van precipitatie (P), verdamping (E) in de perioden tussen de monsterdata en Clconcentraties in (ck,i) en onder de kragge (cz,i) is nagegaan hoeveel water (in m j-1) van onder de kragge in de kragge terecht komt (bepaling T; zie 4.2.1). Hiervoor is de volgende formule gebruikt: 10.

46

De Weerribben

Ti =

((P( ck,i - c0 ) - E( ck,i )) ( cz,i - ck,i )

zie voor verklaring symbolen 4.2.1 De gegevens van neerslag en verdamping zijn afkomstig van de KNMI-weerstations De Bilt en Eelde. Voor de berekeningen is gebruik gemaakt van de gemiddelde waarde van beide weerstations. De verdamping is berekend volgens Makkink (De Bruin 1987). De door de KNMI verstrekte referentiegewasverdamping (Er) is een richtgetal voor de potentiële verdamping van gewassen (Ep): Ep = f * Er, waarin f een gewasfactor is. Bij een optimale watervoorziening wordt voor moerasvegetaties vaak aangenomen dat de gewasfactor 1 is (Van der Hoek & Witte 1992, De Mars 1996). Van Wirdum (1991) geeft voor De Weerribben gewasfactoren voor slaapmossen, veenmossen en haarmossen van respectievelijk 0,56, 0,67 en 0,45. Voor de uiteindelijke berekening van T is een waarde voor f van 0,6 gebruikt. De T-waarden zijn sterk afhankelijk van de hoeveelheid neerslag en verdamping, en is daarom ook sterk seizoensafhankelijk. In tabel 5.3 staat daarom de gevonden range van T-waarden voor de monsterlocaties weergegeven. Uit de T-waarden blijkt dat de benodigde aanvoer van water vanonder de kragge tot bovenin gerealiseerd kan worden. Conclusie: De hoeveelheid water die lateraal onder de kragge wordt aangevoerd is voldoende om de toename van de Ca-bezetting van het adsorptiecomplex te kunnen verklaren, waarbij de uitwisseling tussen kragge en stromingskanaal voldoende is om de toename van de Cabezetting te kunnen verklaren.

NOV-rapport 8

47


Tabel 5.3:

locatie

Berekeningen van de hoeveelheid water die nodig is om aan de Ca-behoefte voor oplading van het adsorptiecomplex te voldoen volgens het uitgangsscenario. In de voorlaatste kolom staat tussen haakjes de hoeveelheid die nodig is uitgaande van een zuurdepositie van 0,05 mol+ m-2 j-1; in de laatste kolom staan de resultaten van de bepaling van de uitwisseling tussen het stromingskanaal en de kragge. monster

totaal Ca2+ nodig

aanvoer water m j-1

mol+ m-2 j-1

totaal verlies Ca2+ uit water mol+ m-3

uitwisseling stromingskanaal kragge (T) m j-1

Ab

0,84

0,13

6,5 (3,0)

0,1-8,7

Ac

0,98

0,13

7,5 (4,1)

0,2-5,6

De

0,99

0,13

7,6 (4,2)

0,2-4,9

verzuurd

11

1,87

1,1

1,7 (1,3)

0,0-3,9

recent

12

2,29

1,1

2,1 (1,7)

0,1-2,5

verbonden

31

2,46

1,1

2,2 (1,8)

0,2-2,4

geïsoleerd

Bd

1,51

0,7

2,2 (1,5)

0,3-6,9

32

1,61

0,7

2,3 (1,7)

0,0-8,9

33

1,47

0,7

2,1 (1,5)

0,1-0,6

basenrijk

48

De Weerribben

5.5 Ecologische indicaties vegetatie De koppeling met de vegetatie op de drie standplaatstypen wordt gelegd door een vergelijking te maken met de ecologische indicaties (zie 4.3). In figuur 5.7 staan de ecologische spectra van de vegetatie voor de onderzoekslocaties weergegeven in radardiagrammen. De ecologische spectra zijn opgesteld aan de hand van in 1992 gemaakte vegetatieopnamen (Schouwenberg et al. 1994). Uit figuur 5.7 blijkt dat op het standplaatstype 'basenrijk', altijd verbonden, dat wil zeggen locaties die altijd onder invloed hebben gestaan van slootwater relatief meer soorten voorkomen die een neutrale zuurgraad indiceren dan op beide andere standplaatstypen. Op de zure 'geïsoleerde' en de zure 'recent verbonden' standplaatstypen zijn soorten van een zuur milieu dominant aanwezig. Dit komt overeen met de eerder geconstateerde basentoestand van de drie terreintypen. Een vergelijking van de ecologische indicaties van vegetatieopnamen van 1996 geeft, ondanks de veranderingen in het abiotische milieu, geen grote verschuivingen te zien. Blijkbaar is hier sprake van een "naijlingseffect". Het meenemen van de abundantie bij het opstellen van de radardiagrammen leidt niet tot een ander resultaat.

Figuur 5.7: Ecologische indicaties van de vegetaties voor de drie standplaatstypen in De Weerribben. Z=zuur, C=circum-neutraal, B=Basisch, A=voedselarm, M= matig voedselrijk, R=voedselrijk.

NOV-rapport 8

49


50

Groot Zandbrink

6. GROOT ZANDBRINK 6.1 Inleiding Over de overdraagbaarheid van de voor De Weerribben ontwikkelde modelbeschrijving naar andere terreintypen en hoe daarbij met de bijzondere kenmerken van de verschillende standplaatstypen rekening gehouden moet worden, was bij aanvang van dit onderzoek nog vrijwel niets bekend. Om na te gaan hoe het is gesteld met deze overdraagbaarheid is de modelbeschrijving uitgewerkt voor Groot Zandbrink, een nat schraalland op zandgrond, met een ander waterstandsverloop en een ander humusprofiel (Kemmers et al. 1994). Allereerst wordt een korte beschrijving van het gebied gegeven (6.2). Vervolgens komt de modeltoepassing aan de orde (QUAGMIX, CATEX; 6.3). De resultaten zijn getoetst door middel van een statistische vergelijking met meetgegevens en van berekeningen van de waterbalans (6.4). Tenslotte zal ook voor Groot Zandbrink de link met de vegetatie worden gelegd via ecologische spectra (6.5).

6.2 Gebiedsbeschrijving Het natuurgebied Groot-Zandbrink is gelegen in de Gelderse Vallei. De bodem van het gebied bestaat uit een dunne eerdlaag op een minerale ondergrond. In het gebied liggen twee schraalgraslandpercelen, waarvan het voorkomen afhankelijk is van de toestroming van basenrijk grondwater. De invloed van dit basenrijke grondwater is echter in de laatste decennia afgenomen ten gunste van regenwater. Hierdoor is een verzuring op gang gekomen waardoor bijzondere vegetaties behorende tot het Junco-Molinion in hun voortbestaan bedreigd worden. Vegetaties van het Violion caninae, en van het Ericion tetralicis (Westhoff & Den Held 1969) zijn toegenomen. Vanaf eind jaren zeventig is door het DLO-Staring Centrum (SC-DLO) onder leiding van R.H. Kemmers onderzoek gedaan in het gebied. Daarbij zijn gegevens verzameld van hydrologie, waterkwaliteit, bodem en vegetatie. Het SC-DLO heeft voor dit onderzoek de gegevens beschikbaar gesteld van de "belangrijkste" schraalgraslanden van het gebied (Zuidoost en Zuidwest; zie fig. 6.1). In het Zuidwestelijk schraalgrasland komen vegetatietypen voor die vrijwel allemaal tot het Circio-Molinietum gerekend kunnen worden. In het Zuidoostelijk schraalgrasland zijn nauwelijks soorten van het Circio-Molinietum aanwezig. Ook van andere associaties komen vrijwel geen kensoorten voor. De vegetatie in het Zuidoostelijk grasland indiceert in het algemeen een zuurder milieu dan in het Zuidwestelijke grasland (Kemmers et al. 1994). Uit een eerste analyse van de oude gegevens blijkt dat in de jaren '80 in het grondwater onder andere zeer hoge chloride- en sulfaatgehalten worden aangetroffen. Kemmers et al. (1994) NOV-rapport 8

51


wijten dit aan het kappen van een bos halverwege de jaren '80 bovenstrooms van het de Zuidwestelijke grasland. De hoge sulfaatconcentraties (>250 mg/l) die onder het voormalige bos zijn gemeten, waren het gevolg van depositie van SOx (Jansen 1989). Vooralsnog is daarom alleen gebruik gemaakt van de data die in de periode 1991-1996 in het kader van het programma EffectGerichte Maatregelen (EGM) zijn verzameld. In 1991 zijn in de twee graslanden in het kader van het EGM tegen verzuring en vermesting van natte schraalgraslanden enkele maatregelen genomen om de effecten van atmosferische depositie te verminderen (Kemmers et al. 1995). Er zijn ondiepe greppels aangelegd met als doel oppervlakkige afvoer van regenwater, dat anders een lensvormig grondwaterlichaam zou kunnen gaan vormen boven het door kwel aangevoerde grondwater (fig. 6.2). Als gevolg van de maatregelen moet via een keten van reacties de basenrijkdom van het grondwater en de basenverzadiging van de bodem toenemen en de zuurindicatie van de vegetatie afnemen. Uit eerste resultaten van het EGM-werk blijkt dat de ingrepen een positief effect hebben op de basenverzadiging. De effecten zijn zichtbaar in grondwaterstanden, grondwatersamenstelling en calciumverzadiging van het adsorptiecomplex, maar nog niet in de nutriëntentoestand en de vegetatiesamenstelling. De ontwateringsmaatregelen hebben niet tot verdroging geleid. In het Zuidoostelijk grasland indiceert de vegetatie nattere omstandigheden. In de buurt van monsterpunt 10B (zie 6.1) gaat dit gepaard met zuurdere omstandigheden, welke duiden op een grotere invloed van regenwater. In de buurt van monsterpunt 10A (zie 6.1) worden door de vegetatie minder zure omstandigheden geïndiceerd. Dit duidt op een grotere invloed van grondwater. In het Zuidwestelijk grasland zijn aan de zuidkant drogere omstandigheden geconstateerd (monsterpunt A (zie 6.1)). In het oostelijk gedeelte (monsterpunt C (zie 6.1)) hebben de maatregelen geleid tot een betere afvoer van het neerslagoverschot en een toename van de grondwaterinvloed. Ook rond monsterpunt 12 (zie 6.3) lijkt een (beperkt) toenemende invloed van grondwater op te treden. De basenverzadiging is hier echter nog iets lager dan bij de monsterpunten A en C (Kemmers et al. 1994). Als gevolg van de opgetreden verzuring in Groot-Zandbrink is de afbraak van organisch materiaal beperkt. Als gevolg hiervan worden wortelhorizonten (Ahz- en M-horizonten3) gevormd. Bij een vergelijking van de patronen van de calciumverzadiging van de bodem met het voorkomen van wortelhorizonten lijkt tussen beide een relatie te bestaan. Bij een hoge calciumverzadiging (> 65%) blijkt een goede omzetting van organisch materiaal plaats te

3

M-horizont: (Mat); Ectorganische horizont die voor een groot deel bestaat uit (dode) wortels. Ahz-horizont: Niet verwerkte minerale endorganische hoofdhorizont, verrijkt met organische stof, waarin zeer veel (dode) wortels voorkomen. Komt vnl. voor in graslanden en andere korte vegetaties, waar bv. als gevolg van verzuring de decompositie geremd wordt

52

Groot Zandbrink

vinden. Bij lagere waarden heeft zich een Ahz-horizont gevormd. Op de locaties die ten gevolge van een toenemende invloed van regenwater een lagere calciumverzadiging (ca. 4050%) hebben, heeft zich een veenmoslaag gevormd. Op plaatsen met de laagste calciumverzadiging hebben zich de dikste veenmoslagen gevormd. Bij een verdere verzuring (calciumverzadigig < 30-40%) stapelen onverteerde wortels zich op bovenop het profiel. Er ontstaat zo een wortelmat (M-horizont) die los op het profiel ligt (Van Delft 1995).

NOV-rapport 8

53


Figuur 6.1: Overzicht van de meetlocaties in het reservaat en de ligging van de monsterpunten 54

Groot Zandbrink

in de twee natte schraallanden (Naar: Kemmers et al. 1994).

Figuur 6.2: Locaties van de effectgerichte maatregelen (Naar: Kemmers et al. 1994). 6.3 Basenuitwisseling In deze studie zijn berekeningen uitgevoerd voor de twee schraalgraslanden, waarbinnen in totaal 5 standplaatstypen zijn geselecteerd: Zuidwest: - 12: matig basenrijk, Ca-verzadiging 40-50%. Als gevolg van de maatregelen lijkt hier een toename van grondwaterinvloed op te treden. - C: matig basenrijk tot basenrijk, Ca-verzadiging 60-70%. Als gevolg van de maatregelen wordt hier neerslagwater afgevoerd en is er een toename van de grondwaterinvloed. - A: matig basenrijk tot basenrijk, Ca-verzadiging 60-70%. Effect van de maatregelen onduidelijk. Zuidoost: - 10A: zuur tot matig basenrijk, Ca-verzadiging 30-50%. Als gevolg van de maatregelen lijkt een toename van de grondwaterinvloed op te treden. - 10B: zuur, Ca-verzadiging 10-30%. Lijkt verder te verzuren. NOV-rapport 8

55


6.3.1 QUAGMIX De basentoestand van het gebied is afhankelijk van de mate waarin lithotroof grondwater tot bovenin het bodemprofiel kan doordringen. Kemmers et al.(1994) hebben aan de hand van een gemiddeld isohypsenbeeld twee stroomlijnen bepaald die vanaf een dekzandrug door de graslanden lopen. De waterscheiding ligt in het middengedeelte van het reservaat (zie fig. 6.3). De samenstelling van dit grondwater is afhankelijk van de herkomst en de verblijftijd in de bodem. In beide graslanden zijn meetpunten aanwezig waarin de resulterende watersamenstelling is vastgesteld (fig. 6.1). In welke mate het grondwater tot bovenin het bodemprofiel kan doordringen is afhankelijk van de menging met infiltrerend regenwater hoger in het profiel en van de capillaire nalevering. Bij de berekeningen met QUAGMIX is derhalve voor de ondiepe watermonsters (0,2 m-mv.) het aandeel regenwater en het aandeel grondwater van 1 m-mv. van dezelfde monsterdatum bepaald (tabel 6.1; bijlage 3). Aangezien boven in het profiel grondwater van een eerder tijdstip aanwezig is, kan het voorkomen dat, wanneer de Cl-concentratie in een periode voor de monstername hoger was, er aandelen grondwater van meer dan 100% worden gevonden.

Figuur 6.3:

Gemiddelde stroomlijn (B) door het Zuidwestelijk (C1) en Zuidoostelijk (C2) grasland (Naar: Kemmers et al. 1994).

In tabel 6.1 staat tevens aangegeven of er ontlading (dCa is positief) of oplading (dCa is negatief) 56

Groot Zandbrink

van het adsorptiecomplex plaatsvindt. Opvallend is dat er in de tijd grote schommelingen voorkomen in aandelen grondwater en dCa. Het aandeel grondwater en dCa blijken hierbij negatief gecorreleerd te zijn. Het lijkt er dus op of de balans tussen gronden regenwater een selectieve uitwisseling van calcium de bodem reguleert, zoals dit ook in De Weerribben werd gevonden. In het Zuidwestelijk grasland wordt op locatie 12 een oplading van het adsorptiecomplex gesuggereerd. Er vinden hier wel sterke schommelingen plaats in aandelen grondwater en dCa. Deze schommelingen worden mede veroorzaakt door de vrij lage Clconcentraties (5-20 mg l-1) waardoor kleine absolute verschillen in Cl-concentraties kunnen leiden tot relatief grote verschillen in aandelen grondwater. De hoeveelheden 'winst' en 'verlies' van Ca2+ houden elkaar momenteel op monsterpunt C ongeveer in evenwicht. Vanaf 1991 wordt hier een afname van grondwaterinvloed en dCa gesuggereerd. Op monsterpunt A vindt vrijwel steeds verlies van Ca2+ uit het water plaats, dat wil zeggen er wordt oplading van het adsorptiecomplex met Ca2+ gesuggereerd. De hoeveelheid Ca2+ die uit het water 'verdwijnt' neemt af in de tijd.In het Zuidoostelijk schraalgrasland wordt op punt 10A oplading van het adsorptiecomplex met Ca2+ gesuggereerd. Op punt 10B wordt in 1991 oplading gesuggereerd. Na 1991 is dCa daar verwaarloosbaar klein. De resultaten van de berekeningen met QUAGMIX geven net als in De Weerribben geen aanleiding om te veronderstellen dat er uitwisseling met andere kationen (bv. Ca2+ met Na+) plaatsvindt. De verschillen tussen de op basis van menging berekende en gemeten concentraties van Mg2+, Na+ en K+ zijn verhoudingsgewijs klein. Ook blijkt weer een positieve correlatie te bestaan tussen dCa en dHCO3, met uitzondering van locatie 10A (zie fig. 6.4). Oorzaak van het afwijkend gedrag van locatie 10A is dat in de ondergrond precipitatie van calciet plaatsvindt. Uit een analyse van de watermonsters van 1 m diepte met behulp van het programma MAION bleek dat een groot deel van de pH van de monsters boven de verzadigings-pH lagen, waardoor calciet-vorming op kan treden. Omdat calciet neerslaat onderin het profiel, is de Ca2+- en HCO3--concentratie bij de ondiepe monsters lager dan op basis van menging wordt verwacht. De berekende hoge aandelen grondwater zijn het gevolg van het feit dat bovenin het profiel hogere Cl-concentraties worden gevonden dan onderin het profiel. Oorzaak is mogelijk ondiepe infiltratie van water vanuit het aangrenzende landbouwgebied (Kemmers, pers. med.). Mogelijk is hier ook sprake van een indampingseffect.

Conclusies: - Calcium wordt selectief uitgewisseld tussen het water en een andere fractie. - Natrium, kalium en magnesium vertonen dit niet of veel minder. - 'Winst' of 'verlies' van de hoeveelheid HCO3- uit de oplossing is positief gecorreleerd (1:1) met de hoeveelheid 'winst' of 'verlies' van Ca2+, met uitzondering van locatie 10A waar in de ondergrond waarschijnlijk precipitatie van calciet plaatsvindt. NOV-rapport 8

57


- Op locatie 12 van het Zuidwestelijk grasland schommelt het percentage grondwater sterk, evenals dCa. Er wordt echter nog steeds een netto oplading van het adsorptiecomplex gesuggereerd. - Op locatie C van het Zuidwestelijk grasland is de hoeveelheid 'winst' en 'verlies' van Ca2+ uit het water elkaar in evenwicht (netto geen (of geringe) ont- of oplading van het adsorptiecomplex gesuggereerd). Na 1991 lijkt er een trend aanwezig van ontlading van het adsorptiecomplex. - Op locatie A van het Zuidwestelijk grasland wordt oplading van het adsorptiecomplex gesuggereerd. Deze oplading neemt de afgelopen jaren echter geleidelijk af. - In het Zuidoostelijk grasland wordt op locatie 10A oplading van het adsorptiecomplex gesuggereerd. Deze oplading lijkt echter na 1991 af te nemen. Op locatie 10B wordt in 1991 nog een redelijke oplading gesuggereerd. Na 1991 neemt dit sterk af tot een situatie waarin niet of nauwelijks ont- of oplading wordt gesuggereerd.

Figuur 6.4: QUAGMIX-berekeningen voor Groot Zandbrink 1991-'96: relatie tussen dCa en dHCO3 (zonder 10A: dHCO3=0,9*dCa, R2=70, p<0,001) Tabel 6.1: Resultaten berekeningen QUAGMIX; aandelen grondwater van 1 m diepte (gem.) in de bovenste watermonsters (0,2 m -mv) voor de monsterpunten uit het Zuidwestelijk (12, C, A) en het Zuidoostelijke (10A, 10B) grasland van Groot Zandbrink. dX: verschil tussen berekende en gemeten [X]. 58

Groot Zandbrink

Locatie

12

C

A

'91

na '91

'91

na'91

'91

na'91

% grondwater

86

80

80

46

>100

89

dCa (mg/l)

-26,2

-26,7

-13,9

+3,84

-24,1

-17,6

dMg (mg/l)

-4,4

-5,2

-0,6

+0,3

-1,6

-0,4

dNa (mg/l)

-0,2

-1,7

+1,7

+1,3

-1,9

+1,2

dK (mg/l)

-0,4

+0,1

+0,6

-0,1

+0,2

-0,1

dSO4 (mg/l)

-20,1

+7,6

+27,1

+15,2

-60,2

+2,5

dHCO3 (mg/l)

-49,9

-76,8

-66,6

-9,3

-43,1

-42,5

Locatie

10A

10B

'91

na'91

'91

na'91

% grondwater

>>100

>100

>100

62

dCa (mg/l)

-61,1

-15,1

-40,2

-4,8

dMg (mg/l)

-39,7

-11,3

-4,5

-1,3

dNa (mg/l)

+8,4

+2,7

-0,5

+1,6

dK (mg/l)

+1,2

+0,5

-0,3

+0,1

dSO4 (mg/l)

+0,8

+10,9

-14,7

+5,1

dHCO3 (mg/l)

-1179,5

-333,0

-78,1

-21,6

6.4 Basenuitwisseling - CATEX Met CATEX is een koppeling gemaakt tussen de wateranalysen en de bodem door de beschrijving van de uitwisseling van Ca2+ en H+ met de Gapon-vergelijking. Hiertoe is eerst de uitwisselings- of Gapon-coëfficiënt bepaald. Vervolgens vindt een statistische vergelijking plaats van de met de uit de wateranalysen geschatte calciumbezetting met bodemanalysen, waarbij NOV-rapport 8 59


nagegaan wordt of de hoeveelheid "ruis" die geproduceerd wordt door een statistische formulering van de uitwisselingscoëfficiënt binnen de perken blijft.

6.4.1 a: De Gapon-vergelijking Met behulp van de water- en bodemanalysen uit het gebied is de Gapon-coëfficiënt afgeleid. Hierbij zijn de bodemmonsters genomen die in het Zuidwestelijk schraalgrasland binnen een straal van 16 m binnen het watermonsterpunt lagen. Voor het Zuidoostelijk schraalgrasland zijn monsterpunten binnen een straal van 8 m van een watermonsterpunt genomen. De bodemmonsters werden genomen uit de Ah-horizont (0-0.15 m-mv). Voor de watermonsters werd gebruik gemaakt van de monsters die op 0,2 m diepte zijn genomen. Als gemiddelde Gapon-coëfficiënt werd 103,18 gevonden. Het verband tussen de Gapon-coëfficiënt en de pH was: 11.

LOG( K GH / Ca ) = - 2,62 + 0,92* pH Bij een nadere analyse bleken twee groepen monsters te kunnen worden onderscheiden, monsters van het Zuidoostelijke en van het Zuidwestelijke schraalgrasland. Het Zuidoostelijk grasland ligt hoger, heeft een dunnere Ah-horizont en een lager organische stofgehalte. De verzuring is hier sterker dan in het Zuidwestelijke grasland. Door het kleinere aandeel organische stof en een ander type organisch materiaal mag een andere relatie tussen de water-pH en de Gapon-coëfficiënt verwacht worden dan in het Zuidwestelijke grasland. Voor de beide graslanden is dan ook uiteindelijk afzonderlijk de Gapon-coëfficiënt bepaald (12 en 13). Voor het Zuidwestelijke en het Zuidoostelijk grasland wordt een gemiddelde Gaponcoëfficiënt gevonden van respectievelijk 103,39 en 103,30.

(12) Zuidwest:

LOG( K GH / Ca ) = - 3,44 + 1,01* pH (R2=76, p<0,001) (13) Zuidoost:

60

Groot Zandbrink

LOG( K GH / Ca ) = - 4,79 + 1,31* pH (R2=77, p<0,001)

Figuur 6.5:

NOV-rapport 8

Relatie tussen de Gapon-coëfficiënt en de pH van het water voor beide graslanden afzonderlijk.

61


Conclusie: De Gapon-coëfficiënt is sterk terrein-afhankelijk en pH-afhankelijk, vermoedelijk als gevolg van verschillen in de eigenschappen van de organische stof. Om de betrouwbaarheid van de statistisch bepaalde Gapon-coëfficiënt te controleren is een vergelijking gemaakt voor de monstercombinaties die voor de afleiding gebruikt zijn (fig. 6.6). Hierbij zijn de aan de bodemanalysen gemeten bezetting van het adsorptiecomplex (ratio Ca2+/(Ca2++H+)) vergeleken met de met CATEX geschatte bezetting van het adsorptiecomplex. Er wordt hierbij een redelijke correlatie gevonden tussen de gemeten en de met behulp van CATEX geschatte bezetting van het adsorptiecomplex. Conclusies: - Met behulp van CATEX kan een redelijke schatting gedaan worden van de basenbezetting van het adsorptiecomplex. - "De invulling van de Gapon-coëfficiënt is statistisch verantwoord", dus: mogelijkheid voor extrapolatie binnen dit pH-traject.

62

Groot Zandbrink

6.4.2 b: Ca-bezetting adsorptiecomplex Net als voor de situatie in De Weerribben is met CATEX per monsterdatum uit de pH van het water de Gapon-coëfficiënt bepaald en vervolgens uit de concentraties van Ca2+ en H+ in het water de ratio Ca2+/(Ca2++H+) op het adsorptiecomplex geschat. De resultaten van de berekeningen met CATEX staan weergegeven in figuur 6.7. De bezeting van het adsorptiecomplex (als ratio, Ca2+/(Ca2++H+)) blijkt op alle meetpunten in het Zuidwestelijk schraalgrasland te variëren tussen 60 en 70%. Na de maatregelen (eind '91) lijkt de verwachte verhoging van de Ca-bezetting niet op te treden. In het Zuidoostelijk grasland is de Ca-bezetting laag. Na de maatregelen in 1991 wordt hier zelfs een verdere afname van de ratio Ca2+/(Ca2++H+) gesuggereerd.

Conclusies: - In het Zuidwestelijk schraalgrasland blijft de met CATEX geschatte bezetting van het adsorptiecomplex over de periode 1991-1996 constant (60-70%). - In het Zuidoostelijk schraalgrasland neemt de geschatte bezetting van het adsorptiecomplex over de periode 1991-1996 af. Dit lijkt enigzins in tegenspraak met de berekeningen van QUAGMIX, waarbij voor 10A zelfs een oplading wordt gesuggereerd).

NOV-rapport 8

63


Figuur 6.7: Bezetting van het adsorptiecomplex voor de verschillende locaties in Groot Zandbrink voor de periode 1991-1996. Berekeningen met CATEX gebaseerd op de concentraties van Ca2+ en H+ in het water.

64

Groot Zandbrink

6.4.3 c: Doorstroomvolume Met de resultaten van CATEX is voor de locaties van Groot Zandbrink de hoeveelheid water berekend die nodig is om de veranderingen in de bezetting van het adsorptiecomplex in de tijd te kunnen verklaren. De benodigde hoeveelheid (doorstroomvolume) kan vervolgens vergeleken met onafhankelijke schattingen. Bij de berekeningen wordt uitgegaan van de met behulp van CATEX berekende toe- danwel afname van de Ca-bezetting van het adsorptiecomplex (zie fig. 6.7). Bij de schraallanden in Groot Zandbrink wordt de grootte van de CEC bijna volledig bepaald door de Ahz-horizont. De minerale ondergrond draagt nauwelijks bij aan de CEC. Bij de berekeningen is dan ook alleen rekening gehouden met de CEC van de Ahz-horizont. In het Zuidwestelijke grasland is deze horizont dikker dan in het Zuidoostelijk grasland (zie 6.1). Uitgangsscenario: oppervlakte: gemiddelde dikte Ahz-horizont: gemiddelde CEC: gemiddelde dichtheid4: jaarlijkse depositie:

Zuidwest: Zuidoost: Zuidwest: Zuidoost: Zuidwest: Zuidoost:

1 m2 0,11 m 0,07 m 18 cmol+ kg-1 13 cmol+ kg-1 860 kg m-3 900 kg m-3 0,5 mol+ zuur j-1

Als de hoeveelheid Ca2+ om de gemiddelde jaarlijkse toe- of afname van het adsorptiecomplex en de compensatie van de jaarlijkse depositie te kunnen verklaren bekend is, kan in combinatie met de resultaten van QUAGMIX worden berekend hoeveel water nodig is om de Ca-toename aan het adsorptiecomplex te kunnen verklaren. Uit de QUAGMIX-berekeningen is namelijk bekend hoeveel Ca2+ uit het water verdwijnt (dCa, tabel 6.1). De voor het uitgangsscenario geldende hoeveelheden benodigd water worden gegeven in tabel 6.2. Op alle locaties blijkt er een afname te zijn van de Ca2+ van het adsorptiecomplex. Ondanks dat er met QUAGMIX een verlies (m.u.v. C) wordt geconsteerd van Ca2+, wordt dit voor het grootste deel opgebruikt als directe compensatie voor de zuurdepositie. Op locatie 10A is het verlies van Ca2+ uit het water wellicht het gevolg van het neerslaan van calciet. Tabel 6.2:

Benodigde hoeveelheid Ca2+ die aangevoerd moet worden om aan de vraag van Ca2+ aan het adsorptiecomplex en compensatie van depositie te voldoen en

4

De dichtheid is afgeleid uit de natuurlijke logarithme van het organische stofgehalte volgens de vergelijking (Kemmers, ongepubliceerde gegevens): dichtheid = 1.507 - 0.312 * LN(Organische stofgehalte). NOV-rapport 8

65


de hoeveelheid water die nodig is om aan deze vraag te kunnen voldoen. grasland

locatie

gem. toename CaCEC mol+ m-2 j-1

depositie mol+ m-2 j-1

totaal Ca2+ nodig mol+ m-2 j-1

totaal 'verlies' Ca2+ in water mol+ m-3

aanvoer water m j-1

Zuidwest

12

-0,26

0,50

0,24

1,4

0,17

Zuidwest

C

-0,41

0,50

0,09

-0,01

-

Zuidwest

A

-0,05

0,50

0,45

1,0

0,45

Zuidoost

10A

-0,40

0,50

0,10

1,2

0,08

Zuidoost

10B

-0,28

0,50

0,22

0,6

0,37

6.5 Ecologische indicaties vegetatie In figuur 6.8 staan de ecologische spectra van de vegetatie voor de onderzoekslocaties weergegeven in radardiagrammen. De ecologische spectra zijn opgesteld aan de hand van in 1991 gemaakte vegetatieopnamen (Kemmers et al. 1994). Uit figuur 6.8 blijkt dat de locaties in het Zuidwestelijk grasland meer soorten aanwezig zijn die een basenrijk milieu indiceren dan de locaties in het Zuidoostelijke meer verzuurde grasland. Hier worden juist relatief veel soorten gevonden die een zuur milieu indiceren. Dit komt overeen met de eerder geconstateerde basentoestand van de vijf locaties. Een vergelijking van de ecologische indicaties van vegetatieopnamen van 1995 geeft geen grote verschuivingen te zien. Aangezien in het abiotisch milieu niet veel veranderd is, is dit ook niet te verwachten.

66

Groot Zandbrink

Figuur 6.8:

NOV-rapport 8

Ecologische indicaties van de vegetaties voor de vijf locaties in Groot Zandbrink; Z=zuur, C=circum-neutraal, B=Basisch, A=voedselarm, M= matig voedselrijk, R=voedselrijk.

67


68

Discussie

7. DISCUSSIE 7.1 Basenverzadiging Het doel van het onderzoek was om na te gaan welke invloed de waterhuishouding heeft op de regulatie van de door de vegetatie aangegeven basentoestand. Er is hierbij gebruik gemaakt van bestaande modelbeschrijvingen, die voor de huidige studie zijn aangepast en verder uitgewerkt. Er is hierbij gestreefd om via een eenvoudige beschrijving van de werkelijkheid, inzicht te krijgen in de gesteldheid van de studiegebieden en in de processen die samenhangen met de basenverzadiging. Uit de resultaten van de 'case-studies' blijkt dat er een duidelijk verband bestaat tussen de mate van aanvoer van basenrijk water en de basenverzadiging. De Weerribben De trilvenen in De Weerribben danken hun bestaan aan de aanvoer van basenrijk oppervlaktewater (zie 5.1). Oppervlaktewater is voor laagvenen in Nederland een veelvoorkomende, natuurlijke voedingsbron. Laagvenen vereisen aanvoer van water van buiten (Van Wirdum 1979b, 1989, 1994). Van sommige laagveenvegetaties wordt wel aangenomen dat ze hun basenrijke karakter te danken hebben aan opkwellend grondwater (Meijer & de Wit 1955, Kuiper & Kuiper 1958, Segal 1966, Westhoff et al. 1971, Roelofs 1991, Smolders et al. 1995). Vanaf 1972 is de algemene geldigheid hiervan in twijfel getrokken (Van Wirdum 1973, Gonggrijp et al. 1981) en vervolgens onjuist bewezen (zie Van Wirdum 1991). In het vlakke, lage deel van Nederland is van nature opkwellend grondwater eerder uitzondering dan regel (Van Wirdum 1989). Wanneer in aanmerking wordt genomen hoe groot de aanvoer van "gebiedsvreemd water" moet zijn om de basenvoorziening van het laagveen te verzorgen (Van Wirdum et al. 1992, Prins 1993), dan is het duidelijk dat oppervlaktewateraanvoer hier niet onnatuurlijk is. Door het oppervlaktewaterstelsel worden grondwateroverschotten veel sneller verplaatst dan door de ondergrond. Voor De Weerribben is kwantitatief aannemelijk gemaakt (Van Wirdum 1991, Hoogendoorn & Vernes 1994) dat daar ook in het verleden waarschijnlijk nooit langdurig sprake is geweest van een grote kwelstroom. Trilvenen in De Weerribben verzuren wanneer de aanvoer van basenrijk oppervlaktewater belemmerd wordt. In De Weerribben is er een duidelijk verband tussen het aandeel oppervlaktewater en de uitwisseling van Ca2+. Het opheffen van de hydrologische isolatie ten opzichte van het boezemwater door het graven van sloten heeft in De Weerribben geleid tot een oplading van het adsorptiecomplex met Ca2+. De oplading lijkt sneller plaats te vinden dan eerder op basis van globale schattingen werd berekend. Bij eerdere globale berekeningen werd er vanuitgegaan dat het zeker een periode van 30-40 jaar zou duren voordat het adsorptiecomplex vanuit een volledig verzuurde situatie zou zijn opgeladen met Ca2+ (Schouwenberg 1994, Van Wirdum 1993). Berekeningen met CATEX suggereren dat oplading van het adsorptiecomplex met Ca2+ in een volledig verzuurd terrein, bij voldoende aanvoer van NOV-rapport 8

69


Ca2+, in een periode van ca. 10 jaar kan plaatsvinden. Hiervoor zijn echter wel grote hoeveelheden water nodig, die aangevoerd moeten worden. Dit is alleen mogelijk bij kraggenvenen waar een grote laterale aanvoer onder de kragge kan plaatsvinden. De doorlatendheid van het kraggenveen in De Stobbenribben is groter dan 100 m d-1. In gebieden met vast veen of waar de kraggen in een vergevorderd stadium van verlanding verkeren, is de doorlatendheid veel lager. Dit heeft tot gevolg dat de aanvoer van slootwater veel geringer is, en zodoende het herstel van de basenverzadiging van een terrein aanzienlijk langzamer verloopt (Schouwenberg & Van Wirdum 1997). In dit soort situaties zou alleen via overstroming voldoende water kunnen worden aangevoerd om aan de vraag naar basen te voldoen. In de vegetatie zijn nog geen duidelijke veranderingen waargenomen als gevolg van het opheffen van de hydrologische isolatie. Er lijkt nog maar kleine verschuiving op te treden naar soorten van een minder zuur milieu. Blijkbaar duurt het een langere periode, voordat er veranderingen in de vegetatie optreden (tientallen jaren). In feite kan de vegetatie al reageren voordat de "ontzuring" helemaal voltooid is: de basentoestand van het water is dan al veranderd ten opzichte van de verzuurde situatie. Pas als het veen weer volledig met basen verzadigd is, bereiken de basenconcentraties in het water weer het voor dit vegetatietype normale niveau. Doordat de ontzuring van onder naar boven in de kragge voortgaat, kunnen soorten die nu nog ondergronds aanwezig zijn eerder profiteren dan soorten die zich opnieuw in de toplaag moeten vestigen, waaronder de mossen. Om de basenaanvoer naar de toplaag te versnellen zijn in De Weerribben plagexperimenten uitgevoerd, met als doel de veenlaag die tijdens de verzuring gevormd is (Veenmossen) te verwijderen en zo het bodemoppervlak dichter bij het basenrijke water te brengen. Plaggen blijkt voor kraggenvenen in De Weerribben slechts een marginaal effect te hebben. Plagstroken direct naast sloten drijven op en in geïsoleerde plagstroken ontstaat een 'badkuip' waarin regenwater stagneert, waardoor het bodemoppervlak uiteindelijk toch zuur blijft (Schouwenberg et al. 1994; Schouwenberg & Van Wirdum 1997). Voor natte schraallanden met een vast maaiveld is plaggen wel effectief gebleken. Plaggen in natte schraallanden met een goed functionerend lokaal grondwatersysteem waar slechts beperkte afvoer plaatsvindt, heeft tot goede resultaten geleid (De Boo 1996). Plaggen in natte schraallanden die gestuurd worden door een groter watersysteem, waarbij oppervlakkige afvoer over het maaiveld plaatsvindt, heeft eveneens geleid tot goede resultaten. Hierbij moet wel zorg worden gedragen dat de oppervlakkige afvoer gehandhaafd blijft (o.a. Van der Hoek et al. 1994 en Jansen 1996) Groot Zandbrink Groot Zandbrink wordt gekenmerkt door de aanwezigheid van twee schraalgraslandpercelen, waarvan het voorkomen afhankelijk is van toestroming van basenrijk grondwater (Kemmers et al. 1994). Er worden hier grote schommelingen gevonden in het aandeel grondwater in de top 70

Discussie

van het profiel. Er waren duidelijke aanwijzingen dat de invloed van het basenrijke grondwater was afgenomen ten gunste van regenwater. De in 1991 genomen maatregelen in Groot Zandbrink om deze invloed terug te dringen, de kwelcomponent te versterken en zodoende de basenverzadiging van de bodem in het gebied te verhogen, hebben vooralsnog niet geleid tot het gewenste resultaat. De QUAGMIX-berekeningen geven een 'verlies' van Ca2+ uit het water te zien. Dit verlies wordt voor het grootste deel gebruikt voor de compensatie van de zuur-depositie en komt dus niet direct ten goede aan de oplading van het adsorptiecomplex. Uit de berekeningen met behulp van CATEX blijkt dat in de periode 1991-1996 in het Zuidwestelijk grasland het aandeel Ca2+ aan het adsorptiecomplex gelijk is gebleven. Voor het Zuidoostelijk grasland werd een afname gevonden voor de Ca-bezetting. Dit is in tegenspraak met de eerder uitgesproken verwachtingen. Kemmers et al. (1994) vonden voor een aantal locaties (12, C en 10A) voor de periode 1991-1993 een (geringe) toename van de Ca-bezetting van het adsorptiecomplex (zie ook 6.2). Alleen locatie 10B leek verder te verzuren, terwijl het effect op locatie A onduidelijk was. Uit nieuwe bodemanalysen in 1996 blijkt echter dat de Ca-bezetting lager is dan in 1993 (Kemmers, mondelinge mededeling). Dit ondersteunt de resultaten van CATEX. De ecologische indicatiespectra van de vegetatie zijn de afgelopen jaren gelijk gebleven. Veranderingen op basis van de berekende abiotische omstandigheden zijn ook niet te verwachten. 7.2 De onderzoeksmethode In tabel 7.1 wordt een overzicht gegeven van de gebruikte modelbeschrijvingen met de benodigde input-gegevens en de beperkingen van de modelbeschrijvingen. Om het verband tussen de waterhuishouding en de basenverzadiging van de onderzochte terreinen te beschrijven is een kwantitatieve benadering van de regulatie van de basentoestand ontworpen (modelbeschrijving). Het was hierbij niet de bedoeling om een nieuw 'model' te ontwikkelen, maar om via een eenvoudige modelbeschrijving inzicht te krijgen in de basentoestand van de onderzochte terreinen. De modelbeschrijving biedt de mogelijkheid om opgenomen te worden in andere modellen. In eerste instantie is onderzocht of de gebruikte methode bruikbaar is in beide terreinen, vervolgens of de methode en de resultaten overdraagbaar zijn naar andere terreinen (zie 7.3). De modelbeschrijvingen zijn voor beide onderzoeksgebieden niet uitgebreid getoetst. De modelbeschrijvingen waren voornamelijk bedoeld om de de processen in beide terreinen te kunnen onderscheiden en te kwantificeren.

Tabel 7.1:

NOV-rapport 8

Modelbeschrijving, benodigde gegevens en beperking van de in dit rapport beschreven modellen 71


Model

beschrijving

benodigde gegevens

beperkingen

QUAGSOLVE

opstellen water- en stoffenbalans

- 'waterbronnen' - [Cl-] waterbronnen - neerslag, evapotranspiratie, kwel/inzijging

- kennis nodig over hoe het hydrologisch systeem van een terrein werkt

QUAGMIX

uitvoeren mengberekeningen en opsporen (uitwisselings-) processen

- [Cl-] waterbronnen - ionensamenstelling water

- niet bruikbaar in gebieden waar geen menging van verschillende watertypen optreedt

CATEX

Beschrijven kationenuitwisseling; bepalen Ca2+-bezetting CEC

- pH - [Ca2+]

pH- en terreinafhankelijkheid van de uitwisselingscoëfficiënt

QUAGMIX Om veranderingen in de basentoestand te kunnen vaststellen bestond voor kraggenvenen uit De Weerribben een grove kwantitatieve modelbeschrijving. Met behulp van mengberekeningen (QUAGMIX) kunnen aanwijzingen worden gevonden voor basenuitwisseling. Nagegaan kan worden welke ionen selectief worden uitgewisseld en welke niet of in mindere mate. QUAGMIX kan worden toegepast in elk terreintype, indien de verschillende waterbronnen bekend zijn. Als belangrijke aanname geldt dat er volledige menging van de watertypen optreedt. In gebieden waar dit niet het geval is, waar een overgangszone van twee watertypen op en neer beweegt, zou dit tot problemen kunnen leiden. QUAGMIX berekent de mengverhouding van verschillende waterbronnen aan de hand van de concentraties van het conservatieve ion Cl-. In gebieden waar de Cl-concentraties in de verschillende waterbronnen laag zijn kunnen problemen ontstaan. In Groot Zandbrink leidde dit op locaties met lage absolute Cl-concentraties van het grondwater tot relatief grote schommelingen in de berekende aandelen grondwater. CATEX Door de kationenuitwisseling (CATEX) toe te voegen aan de modelbeschrijving kan voor De Weerribben en Groot Zandbrink een schatting worden gemaakt van de basenverzadiging van de terreinen. Om dit te kunnen doen is het nodig om de uitwisselingsconstante te kennen. Bij bodems met een hoog aandeel organische stof doet zich het probleem voor dat deze constante geen echte constante is, maar afhangt van de pH. Deze pH-afhankelijkheid kan voor een 72

Discussie

bepaald gebied worden vastgesteld aan de hand van water- en bodemanalysen. Hoe de relatie tussen pH en uitwisselingscoëfficiënt kan worden beschreven is sterk afhankelijk van de aard van het organisch materiaal (zie fig. 7.1). De mate van omzetting en type organische stof beïnvloed sterk de CEC van de bodem. Hoe verder omgezet, en dus hoe fijner het organisch materiaal, des te hoger is de capaciteit van de bodem om kationen te binden. Kennis van de terreinen pH-afhankelijkheid van de uitwisselingscoëfficiënt is de beperkende factor bij de toepassing van de modelbeschrijving.

Figuur 7.1:

Relatie tussen de uitwisselingscoëfficiënt en de water-pH voor trilvenen in De Weerribben en het Zuidwestelijke en Zuidoostelijke schraalgrasland in Groot Zandbrink; per (deel)gebied verschilt de aard van de organische stof (zie H5 en H6).

Er is hier gebruik gemaakt van de Gapon-vergelijking in navolging van eerdere studies in Groot Zandbrink (Kemmers 1983) en studies die door het Waterloopkundig laboratorium in het kader van het SWNBL-onderzoek (Wesseling 1985) zijn uitgevoerd, zodat vergelijking hiermee mogelijk is. De uitwisselingscoëfficiënt bij de Gapon-vergelijking wordt empirisch bepaald, en kan daardoor voor de verschillende terreinen, afhankelijk van het bodemtype, kleigehalte en organische stofgehalte, nogal verschillen. Het is niet één constante waarde, die zondermeer overal kan worden toegepast. Bovendien doet zich in terreinen met een hoog organisch stofgehalte het probleem voor dat naast kation-uitwisseling van H+ en Ca2+, de pH-buffering door selectieve chemie-sorptie wordt bepaald. Om dit te beschrijven zijn de afgelopen jaren diverse modellen ontwikkeld (o.a. Tipping et al. 1988, Milne et al. 1995, Benedetti et al. 1996). Deze modellen zijn met name gericht op bodems/podzolen. Naast H+ en Ca2+ speelt Al3+ een NOV-rapport 8

73


belangrijke rol. Het is mogelijk dat deze modellen betere resultaten opleveren dan de hier gebruikte methode. Hiervoor zullen voor het gebruik in veengebieden enkele aanpassingen nodig zijn. Het gebruik van dergelijke modellen zou in de toekomst nader kunnen worden bezien. De hier gebruikte methode berekend op een simpele, snelle manier de basentoestand van een terrein. Door gebruik te maken van een pH-afhankelijke uitwisselingscoëfficiënt is het mogelijk om problemen met de pH-afhankelijke selectiviteit van de uitwisseling te ondervangen. Gebruik van CATEX geeft in beide onderzoeksgebieden goede resultaten met betrekking tot het voorspellen van de basenverzadiging op basis van de waterkwaliteit. De Gapon-vergelijking is in De Weerribben voor een relatief grote pH-range (4,5-7.5) geldig. Voor Groot Zandbrink is de afgeleide Gapon-vergelijking over een veel beperktere pH-range (5,5-7) geldig. Voor de berekeningen kon in beide 'case-studies' slechts gebruik gemaakt worden van monsters die op twee verschillende diepten genomen zijn. Mogelijk aanwezige gradiënten van pH en basenverzadiging zijn op deze manier niet terug te vinden. Om na te gaan of deze gradiënten aanwezig zijn en hoe deze verlopen is het wenselijk om "gekoppelde" water- en bodemmonsters op meerdere diepten te verzamelen. QUAGSOLVE Met behulp van het opstellen van een water en stoffenbalans is het mogelijk om meer inzicht te krijgen in de waterhuishouding van een terrein. De modelbeschrijving kan worden gebruikt om de invloed van verschillende watertypen te kwantificeren en zodoende worden gebruikt als toetsing voor de uitkomsten van QUAGMIX en CATEX. Voor deze toetsing kunnen natuurlijk ook andere modellen worden gebruikt. 7.3 Overdraagbaarheid Binnen dit onderzoek was het van belang om na te gaan of de voor kraggenvenen in De Weerribben ontwikkelde modelbeschrijving overdraagbaar is naar een ander terreintype, met een andere waterhuishouding en humusprofiel (Groot Zandbrink), en of de resultaten overdraagbaar zijn naar andere terreinen. De voor De Weerribben ontwikkelde modelbeschrijving blijkt in aangepaste vorm bruikbaar in de natte schraallanden in Groot Zandbrink. De modelbeschrijving is waarschijnlijk ook toepasbaar in andere gebieden. Met behulp van QUAGMIX is het mogelijk inzicht te krijgen in de processen in het terrein. Met CATEX kan de basenverzadiging van het terrein bepaald worden. Hiervoor is het echter noodzakelijk om eerst 74

Discussie

de uitwisselingscoëfficiënt te bepalen. De resultaten van de de case-studies zijn als zodanig niet direct overdraagbaar naar andere gebieden. De modelbeschrijving is dit echter wel. Operationalisering van de methode is moeilijk in verband met de hoge eisen die gesteld worden aan de parameterisering van de Gapon-vergelijking. Om de overdraagbaarheid te vereenvoudigen is het nodig om de pH-afhankelijkheid van de uitwisselingscoëfficiënt te kennen voor verschillende terreinen, dat wil zeggen terreinen met verschillende organische stoftypen. Nader onderzoek hiernaar is wenselijk. Er moet daarbij gestreefd worden naar een sluitend overzicht van groepen organische stoftypen met de daarbij behorende vergelijkingen ter bepaling van de uitwisselingscoëfficiënt. 7.4 Toepassingsmogelijkheden Het herstel van de aanvoer van basenrijk oppervlaktewater naar de trilvenen in De Weerribben heeft geleid tot een toename van de basenverzadiging in het terrein. Bij het algemeen toepassen van een dergelijke maatregel is het van belang om de hydrologische situatie in het terrein te kennen. Tevens moet er voor worden gewaakt dat het inlaatwater niet te voedselrijk is. Een lange aanvoerweg, waardoor door natuurlijke reiniging de hoeveelheid meststoffen kan afnemen, is daarbij een mogelijkheid. De begreppeling in Groot Zandbrink heeft niet geleid tot een toename van de invloed van kwelwater, en een daarmee gepaard gaande verhoging van de basenverzadiging. De toepasbaarheid van deze maatregel voldoet waarschijnlijk alleen als er voldoende kwel aanwezig is en de grondwaterstand in het terrein in de zomer niet te ver daalt. Via de in deze studie gebruikte modelbeschrijvingen kan het verloop van het effect van dergelijke maatregelen goed worden gevolgd. De resultaten van dit onderzoek kunnen worden toegepast om de effecten van verdrogingsbestrijding in natte schraallanden te bepalen. De gevolgde methode leent zich voor een kwantitatieve beschrijving van de invloed van verschillende watertypen en de basenverzadiging in een terrein. De praktijk wijst uit dat voor het herstel van volledig verzuurde terreinen grote hoeveelheden water noodzakelijk zijn. Zo'n grote aanvoer is vaak alleen mogelijk in kraggenvenen met veel transport en gebieden die overstromen met oppervlaktewater (bv. Boezemlanden). 7.5 Kennislacunes

NOV-rapport 8

75


Het is uiterst moeilijk om voor gebieden met een hoog organisch stofgehalte (humus, veen) in de bodem een dekkende modelbeschrijving op te stellen. De eigenschappen van het organisch materiaal zijn sterk afhankelijk van de samenstelling van de organische stof en de mate van omzetting. Via een empirische methode is dit hier gedaan voor De Weerribben en Groot Zandbrink. De resultaten zijn echter niet direct overdraagbaar naar andere terreinen. Voor elk terrein moet allereerst de (pH-afhankelijke) uitwisselingscoëfficiënt worden bepaald. Een overzicht van organische stoftypen en de daarbij behorende algemeen geldende vergelijkingen ter bepaling van de uitwisselingscoëfficiënt is wenselijk. In het kader van het Overlevingsplan Bos en Natuur (OBN) is momenteel een onderzoek gestart naar de regulatie van de basentoestand van natte schraallanden (projectleiding DLO-Staring Centrum). Binnen dit onderzoek zal met name aandacht worden besteed aan de invloed van organische stofeigenschappen op de basenregulatie. Kolom- of uitwisselingsexperimenten met verschillende bodemtypen (verschillende organische stoftypen) kunnen hierbij behulpzaam zijn. In beide case-studies werd de basenverzadiging slechts voor één of twee diepten bepaald. Het is daarom niet mogelijk gradiënten in de bodem na te wijzen. Beschrijving van uitwisselingsprocessen bij de aanwezigheid van gradiënten in de bodem zou een nuttig vervolg zijn op deze studie. Hiervoor is het nodig om water- en bodemmonsters op meerdere diepten te verzamelen. Wat de effecten van zijn op de vegetatie is vooralsnog onduidelijk (zie 7.1). Het is niet bekend of er, en hoelang het duurt voor herstel van de vegetatie optreedt na het nemen van maatregelen ter verhoging van de basenverzadiging van een gebied.

76

Conclusies

8. CONCLUSIES Basenverzadiging - Er is een significante correlatie tussen de basenverzadiging op een standplaats en de waterhuishouding, gekwantificeerd in aanvoer van regen- oppervlakte- en grondwater en de chemische samenstelling daarvan. - In De Weerribben en Groot Zandbrink is een duidelijk positief verband gevonden tussen de hoeveelheid basenrijk water en de calcium-bezetting van het adsorptiecomplex: calcium wordt selectief uitgewisseld tussen het water en de bodem. - Natrium, kalium en magnesium vertonen dit niet of veel minder. - Berekeningen met CATEX suggereren dat de oplading van de bodem in, van het boezemwater geïsoleerde, verzuurde trilvenen na het opheffen van de hydrologische isolatie t.o.v. het boezemwater sneller plaatsvindt dan op basis van globale berekeningen verwacht werd. Oplading van het adsorptiecomplex in kraggevenen met een grote doorlatendheid, vanuit een volledig verzuurde situatie kan mogelijk al in een tijdsbestek van 10 jaar plaatsvinden. In gebieden met vast veen of waar de kraggen in een vergevorderd stadium van verlanding verkeren verloopt het herstel van de basenverzadiging aanzienlijk langzamer. In de vegetatie zijn nog geen veranderingen waargenomen. Het duurt blijkbaar langer voordat effecten in de vegetatie zichtbaar worden. Mogelijk zelfs tientallen jaren. - In Groot Zandbrink zijn geen duidelijke veranderingen in de basenverzadiging opgetreden na het graven van greppels om regenwater af te voeren en de kwelcomponent te versterken. In de vegetatie werden geen duidelijke veranderingen gevonden.

Modelbeschrijving - Met de eerder voor trilvenen in De Weerribben ontwikkelde modelbeschrijvingen, aangevuld met een beschrijving van de kationenwisseling, kan een juiste verwachting worden uitgesproken over de basentoestand van terreinen in De Weerribben en Groot Zandbrink. De modelbeschrijvingen voldoen voor beide terreinen. - De voor kraggenvenen in De Weerribben ontwikkelde modelbeschrijving kan waarschijnlijk toegepast worden in andere terreintypen. Met behulp van mengberekeningen (QUAGMIX) kunnen aanwijzingen worden gevonden voor het optreden van basenuitwisseling. Nagegaan NOV-rapport 8

77


kan worden of kationen al dan niet selectief worden uitgewisseld. De beschrijving van de kationenuitwisseling (Gapon-vergelijking) kan waarschijnlijk eveneens worden toegepast in andere gebieden. Operationalisering van de methode is echter moeilijk in verband met de hoge eisen die gesteld worden aan de parameterisering van de Gapon-vergelijking. - Met behulp van de Gapon-vergelijking kan aan de hand van wateranalysen een redelijke voorspelling gedaan worden van de basenverzadiging van de bodem. Aan de hand van wateranalysen kunnen uitspraken gedaan worden over de Ca-bezetting van het adsorptiecomplex, waarbij het noodzakelijk is dat er een goede pH-meting plaatsvindt. Een controle in het veld, door het nemen van een beperkt aantal bodemmonsters blijft echter aan te raden. Voor de berekeningen is het van belang dat de relatie tussen de uitwisselingscoëfficiënt en de pH bekend is. Aangezien deze relatie sterk afhankelijk is van de aard van de organische stof (mate van omzetting en type organische stof) zal dit in de praktijk voor de overdraagbaarheid naar andere terreinen mogelijk tot problemen leiden als gevolg van een gebrek aan gegevens. Verder onderzoek hiernaar is dan ook wenselijk, waarbij de relatie van de uitwisselingscoëfficiënt met de pH beschreven zou moeten worden voor diverse organische stoftypen. Als dit beschreven is, kan aan de hand van wateranalysen uitspraken gedaan worden over de basenverzadiging van een terrein. - Het is momenteel nog niet mogelijk om dekkende uitspraken te doen over de basenverzadiging van natte schraallanden. Hoewel de onderzoeksmethode wel overdraagbaar is, is het niet mogelijk om de resultaten van de 'case-studies' zondermeer te gebruiken voor andere terreinen. Nader onderzoek naar de pH-afhankelijkheid van de uitwisselingscoëfficiënt voor verschillende organische stoftypen is noodzakelijk.

78

Literatuur

9. LITERATUUR Bal, D., H.M. Beije, Y.R. Hoogeveen, S.R.J. Jansen & P.J. van der Reest 1995. Handboek Natuurdoeltypen in Nederland. Informatie- en Kenniscentrum Natuurbeheer, Ministerie van Landbouw, Natuurbeheer en Visserij. Wageningen. 408 p. Beltman, B & T. van der Broek 1993. Verzuring van kalkrijke venen. Een studie naar effectgerichte maatregelen. Landschap 10/2: 17-32. Benedetti, M.F., W.H. van Riemsdijk, L.K. Koopal, D.G. Kinniburgh, D.C. Gooddy & C.J. Milne 1996. Metal ion binding by natural organic matter: From the model to the field. Geochimica et Cosmochimica Acta. Vol. 60, No. 14: 2503-2513 Bolt, G.H. & M.G.M. Bruggenwert (eds.) 1978. Soil chemistry, A. Basic elements. Developments in Soil Science 5A. Elsevier Scientific Publishing Company, Amsterdam-OxfordNew York. 281 p. Boström, B., M. Jansson & C. Frosberg 1982. Phosphorous release from lake sediments. Arch. Hydrobiol. Beih. Ergebn. Limnol. 18: 5-59. Brady, N.C. 1990. The nature and properties of soils. 10th. edition. Macmillan, New York. 619 p. Clymo R.S. 1983. Peat. In: A.J.P. Gore (ed.), Mires: Swamp, bog, fen and moor, General studies. Ecosystems of the world 4a. Elsevier, Amsterdam etc. 159-224. De Boo, M. 1996. Luisteren naar het landschap: herstel van een Twentse natte heide. VEWIN, WMO en Groep Midden Betuwe i.s.m. Staatsbosbeheer en KIWA NV. 72 p. De Bruin, H.A.R. 1987. From Penman to Makkink. In: Hooghart, J.C. (ed.), Evaporation and Weather. Proc. Technical Meeting 44. Ede, the Netherlands, 25 March 1987. Proc. & Information 39. CHO-TNO, The Hague. 33-44. De Mars, H. 1996. Chemical and physical dynamics of fen hydro-ecology. Nederlandse Geografische Studies 203. Koninklijk Nederlands Aardrijkskundig Genootschap/Faculteit Ruimtelijke Wetenschappen, Universiteit Utrecht. 167 p.

Ellenberg, H., H.E. Weber, R. Düll, V. Wirth, W. Werner & D. Paulissen 1991. Zeigerwerte von NOV-rapport 8

79


Pflanzen in Mitteleuropa. Scripta Geobotanica XVIII. Goltze Verlag, Göttingen, Duitsland. 258 p. Feddes, R.A. 1987. Crop factors in relation to Makkink-crop evapotranspiration. Hooghart, J.C. (ed.), Evaporation and Weather. Proc. Technical Meeting 44. Ede, the Netherlands, 25 March 1987. Proc. & Information 39. CHO-TNO, The Hague. 33-44. Gaines G.L. & H.C. Thomas 1953. Adsorption studies on clay minerals. II. A formulation of the thermodynamics of exchange adsorption. J. Chem. Phys. 21: 714-718. Gapon, E.N. 1933. Theorie of exchange adsorption. V. J. Gen. Chem. (USSR) 3: 667-669. (Chem. Abstr. 28, 4516 1934). Gonggrijp, G., V. Langenhoff & W. Schroevers 1981. Ontdek N.W.-Overijssel. Nederlandse landschappen. IVN, Amsterdam. 288 p. Gremmen, N.J.M. 1990. Natuurtechnisch model voor de beschrijving en voorspelling van effecten van veranderingen in waterregime op de waarde van een gebied vanuit natuurbehoudsstandpunt. IV. Herziening en verificatie van het model. Utrecht, Studiecomisie Waterbeheer, Natuur, Bos en Landschap, Rapport 1r. 54 p + Bijlagen. Grootjans, A. 1985. De invloed van ingrepen in de waterhuishouding op de verspreiding van moeras- en hooiplanten. Laboratorium voor Plantenoecologie, Haren. 94 p. Hoogendoorn, H. & R.W. Vernes 1994. Hydrologische systeemanalyse Noordwest-Overijssel. Instituut voor Grondwater en Geo-energie TNO (IGG), Rapport OS 94-17 B, Oosterwolde. Jalink, M.H. 1996. Indicatorsoorten voor verdroging, verzuring en eutrofiëring in laagveenmoerassen. KIWA, Nieuwegein. 205 p. Jalink & Jansen 1996. Indicatorsoorten voor verdroging, verzuring en eutrofiëring van grondwater-afhankelijke beekdalgemeenschappen. KIWA, Nieuwegein. 270 p. Jansen, A.J.M. 1996. Effectgerichte maatregelen tegen verzuring in de natte schraallanden Lemselermaten, Middelduinen en Reggers-Sandersvlak; Eindrapportage fase 1 monitoring. KIWA, Nieuwegein. 104 p. + bijl. Kemmers, R.H. 1990. De stikstof- en fosforhuishouding van mesotrofe standplaatsen in relatie 80

Literatuur

tot mogelijkheden van aanvoer van gebiedsvreemd water. In: Beltman, B., W. Koerselman, A.M. Kooijman en A.F.M Meuleman (red.), Workshop Interne eutrofiëring. Vakgroep Botanische Oecologie en Evolutiebiologie. The Utrecht Plant Ecology News report 10. Rijksuniversiteit Utrecht, Utrecht. Kemmers, R.H. 1993a. Staalkaarten voor een ecologische landevaluatie. Landschap 10/1. p 523. Kemmers, R.H. 1993b. Ecohydrologie; concepten en methoden van een interdisciplinair vakgebied. Technisch document 8. DLO-Staring Centrum, Wageningen. Kemmers, R.H. & P.C. Jansen 1980. De invloed van chemische factoren in grondwater en bodem op enkele vegetatietypen in het CRM reservaat 'Groot Zandbrink'. ICW-Nota 1181, ICW, Wageningen. 37 p. + bijl. Kemmers, R. & G. van Wirdum 1988. De betekenis van de chemische samenstelling van het grondwater voor het milieu van wilde planten. Biovisie Magazine 2: 12-16. Kemmers, R.H., S.P.J. van Delft, P.C. Jansen & W.C. Knol 1994. Effecten van hydrologische maatregelen tegen verzuring en vermesting op vegetatie, bodem en grondwater in GrootZandbrink; Evaluatie na twee jaar. DLO-Staring Centrum, Rapport 319. Wageningen. 109 p. Kemmers, R.H., J.M.J. Gieske, P.Veen & L.M.L. Zonneveld 1995. Standaard meetprotocol verdroging; voorlopige richtlijnen voor monitoring van anti-verdrogingsprojecten. NOVrapport 15.1. 106 p. Koerselman, W. & J.T.A. Verhoeven 1993. Eutrofiëring van laagvenen; interne of externe oorzaken? Landschap 10/4: 31-44. Koorevaar, P., G. Menelik en C. Dirsen 1983. Elements of soil physics. Vakgroep Bodemkunde en Plantevoeding, Landbouwuniversiteit Wageningen. 228 p. Kuiper, P. & C. Kuiper 1958. Verlandingsvegetaties in Noordwest-Overijssel. Kruipnieuws 20(1): 1-19. Ook in: Smittenberg (red.), Plantengroei in enkele Nederlandse landschappen. Bondsuitgeverij Jeugdbonden voor Natuurstudie (N.J.N., C.N.J. en K.J.N.), Amsterdam. 357401. Lamers, L.P.M., A.J.P. Smolders, E. Brouwer & J.G.M. Roelofs 1996. Sulfaatverrijkt water als inlaatwater? De rol van de waterkwaliteit bij maatregelen tegen verdroging. Landschap 13/3: 169-180. NOV-rapport 8

81


Meijer, W. & R.J. de Wit (red.) 1955. Kortenhoef, Een veldbiologische studie van een Hollands verlandingsgebied. Commissie voor de Vecht en het O. en W. plassengebied. Amsterdam. 128 p. Milne, C.J., D.G. Kinniburgh, J.C. de Wit, W.H. van Riemsdijk & L.K. Koopal 1994. Analysis of proton binding by a peat humic acid using a simple electrostatic model. Geochimica et Cosmochimica Acta. Vol. 59, No. 6: 1101-1112. Ministerie van Verkeer en Waterstaat 1989. Derde Nota Waterhuishouding - Water voor nu en later. SDU, Den Haag. 297 p. Murray, T.E. 1995. The correlation between iron sulphide precipitation and hypolymnetic phosphorous accumulation during one summer in a softwater lake. Con. J. Fish. Aquat. Sci. 52: 1190-1194. NOV 1993. Nationaal Onderzoeksprogramma Verdroging. Rapport van de voorbereidingscommissie Onderzoekprogramma Verdroging. 37 p. Prins, A.H. 1993. Laagvenen; een verkenning van mogelijkheden voor natuurontwikkeling. Deelprogramma Natuurontwikkeling. NBP-Onderzoekrapport 5. DLOInstituut voor Bos- en Natuuronderzoek, Wageningen. 106 p. Roelofs, J.G.M. 1991. Inlet of alkaline river water into peaty lowlands: effects on water quality and Stratioides aloides L.stands. Aquat.Bot. 39: 267-293. Romanov, V.V. 1961. Hydrophysics of bogs. Leningrad. Runhaar, J. 1989. Toetsing Ecotopensysteem: relatie tussen vochtindicatie van de vegetatie en grondwaterstanden. Landschap 6/2: 129-146. Runhaar, J., C.G.L. Groen R. van der Meijden & R.A.M Stevens 1987. Een nieuwe indeling in ecologische groepen binnen de Nederlandse flora. Gorteria 13: 277-304. Runhaar, J., C.R. van Gool & C.L.G. Groen 1994. Impact of hydrological changes on nature conservation areas in the Netherlands. Biological Conservations. Scheffer, F., P. Schachtschabel, K.H. Hartge & H.P. Blume 1976. Lehrbuch der Bodenkunde 9. Ferdinand Enke Verlag, Stuttgart. 394 p. 82

Literatuur

Schouwenberg E.P.A.G, J.E.M. van Mierlo & D. van der Hoek 1991. Is vernatting een effectieve maatregel voor herstel van natte, schrale graslanden? De Levende Natuur 4: 128-132. Schouwenberg, E.P.A.G. 1994. Basenverzadiging in trilvenen in De Weerribben. IBN-rapport 083. DLO-Instituut voor Bos- en Natuuronderzoek, Wageningen. 48 p. Schouwenberg, E.P.A.G., T. Reijnders & G. Van Wirdum 1994. Effectgerichte maatregelen tegen verzuring in De Weerribben. IBN-rapport 084. DLO-Instituut voor Bos- en Natuuronderzoek, Wageningen. 76 p. Schouwenberg, E.P.A.G. & G. van Wirdum 1997. Effectgerichte maatregelen tegen verzuring in De Weerribben; monitoring van kraggenvenen in de periode 1991-1996. IBN-rapport 317. DLO-Instituut voor Bos- en Natuuronderzoek, Wageningen. 172 p. Schouwenberg, E.P.A.G, A.H. Prins & G. van Wirdum 1997. Geïntegreerd Ruimtelijk EvaluatieInstrumentarium voor NatuurontwikkelingsScenario's (GREINS). NatuurTechnisch Model: A. Formulering en ijking aan floristische natuurwaardering. NBP-onderzoekrapport 14. DLO-Instituut voor Bos- en Natuuronderzoek, Wageningen. 69 p. Segal, S. 1966. Ecological studies of peat-bog vegetation in the North-Western part of the province of Overijssel (The Netherlands). Wentia 15: 109-141. Sikora, L.J. & D.R. Keeney 1983. Further aspects of soil chemistry under anaerobic conditions. In: A.J.P. Gore (ed.), Mires: Swamp, bog, fen and moor, General studies. Ecosystems of the world 4a. Elsevier, Amsterdam etc. 247-256. Sival, F.P. 1996. Mesotrophic basiphilous communities affected by changes in soil properties in two dune slack chronosequences. Acta Botanica Neerlandica, 45: 95-106. Smolders, A. & J.G.M. Roelofs 1993. Sulphate mediated iron limitation and eutrophication in aquatic ecosystems. Aquat. Bot., 46: 247-253.

Smolders, A., J.G.M. Roelofs & C. den Hartog 1995. Possible causes for the decline of the water soldier (Stratioide aloides L.) in The Netherlands. A. Smolders, Mechanisms involved in the decline of aquatic macrophytes; in particular of Stratioide aloides L.: 37-58.

NOV-rapport 8

83


Staatsbosbeheer 1988. Beheersplan voor de periode 1988-1989 (De Weerribben). Rapport SBB, Utrecht/Zwolle. 273 p. Tipping, E., C.A. Backes & M.A. Hurley 1988. The complexation of protons, aluminium, and calcium by aquatic humic substances: A model incorporating binding site heterogeneity and macroionic effects. Wat. Res. Vol 22, no. 5: 597-611. Vanselow, A.P. 1932. Equilibria of the base-exchange reactions of bentonites, permutites, soil colloids and zeolites. Soil Science 33. p. 95-113. Van Beusekom, C.F., J.M.J. Farjon, F. Foekema, B. Lammers, J.G. de Molenaar & W.P.C. Zeeman 1990. Handboek grondwaterbeheer voor natuur, bos en landschap. SDU uitgeverij. SDU, Den Haag. 187 p. Van Delft, S.P.J. 1995. Humus- en bodemprofielen in natte schraalgraslanden; resultaten van een bodemkundig onderzoek in 13 referentiegebieden voor het onderzoek naar Effectgerichte Maatregelen tegen verzuring (EGM). Rapport 309, DLO-Staring Centrum, Wageningen. 166 p. Van der Linden, M., K.A. Blokland, L.M.L. Zonneveld, R. van Ek & J. Runhaar 1996. Hertsel van natte en vochtige ecosystemen; Basisrapport. NOV-rapport 9.1. 209 p. + bijlagen. Van Wirdum, G. 1973. Het verband tussen de successie en enige veranderingen in de eigenschappen van het water in De Weerribben. Samenvatting van een voordracht gehouden op de 81e dag voor het vegetatie-onderzoek van de Koninklijke Nederlandse Botanische Vereniging op 19-12-1972 te Wageningen ("laagveendag") Jaarboek KNBV 1972. 49-52. Van Wirdum, G. 1979a. Ecoterminologie & Grondwaterregime. Mededelingen Werkgemeenschap Landschapsoecologisch Onderzoek 3: 19-24. Van Wirdum, G. 1979b. Dynamic aspects of trophic gradients in a mire complex. Proc. and Inf. 25. CHO-TNO, 's-Gravenhage. 108-128. Van Wirdum, G. 1981. Linking up the natec subsystem in models for the water management. Proceedings and Information no. 27. Committee for Hydrological Research TNO. Den Haag: p.108-128. Van Wirdum, G. 1986. Water related impacts on nature protection sites. Proceedings and Information no. 34. Committee for Hydrological Research TNO. Den Haag: 27-58.

84

Literatuur

Van Wirdum, G. 1989. Ecohydrologische aspecten van waterinlaat in laagvenen. In: J.G.M. Roelofs (red.), Aanvoer van gebiedsvreemd water: omvang en effecten op ecosystemen. Katholieke Universiteit Nijmegen. 52-71. Van Wirdum, G. 1991. Vegetation and hydrology of floating rich-fens. Proefschrift Universiteit van Amsterdam. Datawyse, Maastricht. 310 p. Van Wirdum, G. 1994. The atmotrophiation of floating Rich-Fens. In: Institute for Land Reclamation and Grassland Farming, Conservation and Managementof Fens. Institute for Land Reclamation and Grassland Farming, Falenty. 457-466. Van Wirdum, G. & H. van Dam 1984. Bepaling van de belangrijkste standplaatsfactoren. Studiecommissie Waterbeheer, Natuur, Bos en Landschap, deel 1. RIN, Leersum. 54. Wesseling, J.W. 1985. Modellering Ca++ in grondwater: 1. Studiecommissie voor Waterbeheer, Natuur, Bos en Landschap. Waterhuishouding en standplaats, deel 4c. Waterloopkundig laboratorium. Westhoff, V., P.A. Bakker, C.G. van Leeuwen & E.E. van der Voo 1971. Wilde planten. Flora en vegetatie in onze natuurgebieden 2, het lage land. Natuurmonumenten, Amsterdam. 304 p.

NOV-rapport 8

85


86

Bijlagen

BIJLAGEN

NOV-rapport 8

87


88

Bijlage 1: Begrippenlijst

1 BEGRIPPENLIJST Abiotisch milieu Niet levende natuur Adsorptie Reactie waarbij een opgeloste verbinding een chemisch/fysische binding aangaat met een bestaande vaste stof. Desorptie is het omgekeerde. Alkalinisatie Reactie waarbij er een overmaat OH- in een systeem t.o.v. H+. Deze overmaat zal meestal in de vorm van HCO3-, door reactie met CO2, aanwezig zijn. Basenhuishouding De wijze waarop basen in een bepaald gebied worden opgenomen, verplaatst, gebruikt, uitgewisseld en afgevoerd (enz.) Basenverzadiging Maat voor de bezetting van het adsorptiecomplex met alle kationen, behalve Al3+ en H+. In zure bodems is de basenverzadiging laag, terwijl in kalkhoudende bodems de basenverzadiging veelal vrijwel 100% is. Capillaire opstijging Opwaartse stroming van grondwater boven de grondwaterspiegel tot in de onverzadigde zone. Cation Exchange Capacity (CEC) - Het gedeelte van de vaste stof wat in staat is kationen (vooral Ca2+, Mg2+, Na+, K+, Al3+ en H+) te binden. Verandering van de bezetting treedt op als de samenstelling van het bodemwater wijzigt. - De totale hoeveelheid kationen die uitgewisseld kan worden door de bodem. Kwel Het uittreden van grondwater (CHO-TNO 1986) Lithoclien Grondwaterachtig; gezegd van gronden oppervlaktewater waarvan het gehalte aan opgeloste stoffen en de zuurgraad grote overeenkomsten vertonen met die van gerijpt grondwater, dat is grondwater dat op zijn weg door bodem en grond door natuurlijke processen een samenstelling heeft bereikt die niet meer verandert. NOV-rapport 8

89


Mineralisatie Afbraak van organische stof tot anorganische verbindingen door micro-organismen. Model Vereenvoudigde weergave van (een deel van) de werkelijkheid met een operationeel karakter, bedoeld om concrete vragen op te lossen (naar Garritsen 1996). Operationele factoren Factoren die van directe invloed zijn op het voorkomen, de groei, de overleving en de reproductie van de plant (bv. vocht- en nutriëntenbeschikbaarheid. Precipitatie Reactie waarbij opgeloste verbindingen overgaan in een (nieuwe) vaste stof, oplosreacties doen het omgekeerde (bv. het precipiteren en oplossen van calciet). Standplaatsconcept Beschrijving van de samenhang wijdere omgeving-standplaats-operationele factorenplantengroei als een hiërarchisch stelsel van het ecodevice (o.a. Van Wirdum 1979 1981). Verdroging Verdroging in de zin van het NOV omvat alle effecten van daling van de grondwaterstand op bos, natuur en landschap. Dit omvat ook onbedoelde gevolgen van vochttekort, mineralisatie en verandering in de invloed van basenrijk kwelwater en basenarm neerslagwater (Ministerie van Verkeer en Waterstaat 1989). Vuistregel Regel, hetzij gebaseerd op praktijkervaring of expert-judgement, hetzij gebaseerd op vereenvoudigde wetenschappelijke modellen. Waterhuishouding De wijze waarop water in een bepaald gebied wordt opgenomen, zich verplaatst, gebruikt, verbruikt en afgevoerd (enz.) . Wegzijging Neerwaartse stroming van grondwater (CHO-TNO).

90

Bijlage 2: Analysegegevens

2 ANALYSEGEGEVENS 2.1 Waterkwaliteit Weerribben Verklaring symbolen: 1e letter monstercode: S=Stobbenribben, W=Wobberibben, laatste letter, o=0-0,1 m -mv, z=1 m -mv, sl = sloot; EC25=electrische geleiding bij 25(C, IR=ionenratio ([Ca]/[Ca]+[Cl]), x=afwijking op ionenbalans, y=afwijking op de electrische geleiding, pHsat=verzadigings-pH. monster Ssl SAbo SAbz SAco SAcz SBdo SBdz SDeo SDez W12o W12z W11o W11z W32o W32z W33o W33z W31o W31z Wsl Ssl SAbo SAbz SAco SAcz SBdo SBdz SDeo SDez W12o W12z W11o W11z W32o W32z W33o W33z W31o W31z Wsl Ssl SAbo SAbz SAco SAcz SBdo SBdz SDeo SDez W12o W12z W11o W11z W32o W32z W33o W33z W31o

911211 911211 911211 911211 911211 911211 911211 911211 911211 911024 911024 911024 911024 911024 911024 911024 911024 911024 911024 911024 920519 920519 920519 920519 920519 920519 920519 920519 920519 920520 920520 920520 920520 920520 920520 920520 920520 920520 920520 920520 921111 921111 921111 921111 921111 921111 921111 921111 921111 921104 921104 921104 921104 921104 921104 921104 921104 921104

NOV-rapport 8

pH 7.4 6.8 6.7 6.4 6.4 4.3 5.4 6.7 6.5 5.4 6.2 4.5 6.0 4.5 5.8 4.2 6.1 4.9 5.9 7.4 7.6 8.3 6.8 6.5 6.5 4.5 5.5 7.9 6.4 5.3 6.3 4.5 6.0 5.0 5.8 4.9 6.2 4.9 6.0 7.3 7.5 7.2 6.8 5.8 6.5 4.2 5.8 6.9 6.9 6.5 6.5 4.7 6.8 5.2 6.2 4.7 6.1 5.1

Ca mg/l 72.100 51.300 71.100 59.100 60.500 6.600 14.700 83.800 67.900 8.800 37.000 7.100 27.800 6.300 24.500 7.100 37.000 7.600 24.300 71.000 64.200 57.100 58.700 19.200 50.600 6.700 18.300 57.500 63.200 7.700 36.300 7.300 30.800 5.400 24.500 3.000 34.800 6.900 27.800 66.800 63.200 43.600 69.700 7.500 55.600 2.600 21.200 61.400 71.000 6.800 40.700 2.800 50.100 3.300 28.800 1.800 37.800 1.700

Mg mg/l 9.850 7.850 9.660 8.030 8.080 1.350 3.250 11.440 9.680 2.150 6.400 1.420 6.850 1.520 5.020 2.070 6.020 1.530 5.220 10.050 8.490 8.760 8.020 2.860 6.910 1.530 3.450 8.460 10.040 1.410 6.350 1.900 6.540 1.390 5.290 0.520 5.690 1.390 6.620 8.440 9.170 6.250 9.310 1.430 7.650 0.780 4.320 8.240 9.760 1.800 7.310 0.790 9.240 0.930 6.260 0.060 6.210 0.560

Na mg/l 44.300 37.700 41.300 41.500 37.900 11.800 13.900 55.600 39.500 14.500 20.000 11.000 14.000 13.000 13.000 20.000 26.000 13.000 16.500 50.000 28.900 37.100 35.000 18.200 33.400 12.400 18.800 34.400 38.500 7.300 26.100 19.410 26.200 13.000 13.800 11.700 26.500 13.600 25.200 30.500 44.300 26.700 46.800 8.800 36.500 11.400 15.500 36.100 41.800 12.900 43.000 9.700 46.500 10.500 21.600 13.110 31.100 6.600

K mg/l 4.640 4.680 4.860 4.210 2.760 3.070 1.910 7.720 3.370 0.600 2.700 4.300 0.900 7.300 1.400 8.600 2.200 2.600 3.200 5.300 4.340 5.590 5.620 1.710 4.340 4.730 2.530 5.580 4.730 2.200 5.550 0.900 4.440 5.020 2.590 5.450 2.570 6.290 4.270 5.700 5.300 5.550 9.510 4.340 6.940 8.490 4.420 4.980 10.200 3.680 9.030 8.560 8.360 9.930 6.840 0.580 7.940 5.560

Cl mg/l 81.000 70.000 82.000 83.000 79.000 29.500 34.000 112.0 77.000 26.200 43.600 19.800 25.400 21.200 19.200 35.800 49.600 23.800 32.600 93.000 50.000 59.000 57.000 32.800 54.000 33.000 42.800 61.000 76.000 19.700 49.900 41.800 46.600 26.000 24.800 20.800 48.900 27.800 49.000 51.000 82.000 48.700 90.000 13.200 69.000 24.000 38.900 69.000 82.000 21.100 91.000 18.300 90.000 19.600 47.300 20.100 53.400 9.700

HCO3 mg/l 210.0 135.0 225.0 180.0 175.0 1.000 35.000 255.0 215.0 13.000 115.0 4.000 105.0 90.000 120.0 13.000 84.000 200.0 176.0 155.0 175.0 45.000 143.0 5.000 41.000 165.0 202.0 12.000 93.000 10.000 82.000 11.000 87.000 13.000 114.0 13.000 56.000 187.0 179.0 126.0 220.0 15.000 176.0 2.000 54.000 173.0 231.0 23.000 115.0 4.000 145.0 11.000 92.000 8.000 117.0 6.000

SO4 mg/l 36.400 31.700 4.600 3.400 2.100 7.100 10.700 10.900 2.300 8.000 6.000 12.000 5.000 19.000 4.000 15.000 2.000 6.000 5.000 36.000 42.000 39.000 26.000 12.000 33.000 6.000 13.000 29.000 4.000 4.000 27.000 9.000 26.000 6.000 7.000 4.000 3.000 8.000 34.000 41.000 33.000 26.000 13.000 17.000 12.000 8.000 7.000 29.000 12.000 7.000 6.000 10.000 19.000 9.000 7.000 11.000 22.000 7.000

EC25

IR

x

y

mS/m % % % 65.1 61 -0 -4 50.8 57 1 -4 62.9 61 2 -1 55.8 56 2 -2 53.8 58 3 -2 12.6 28 4 -15 18.0 43 -3 -10 75.9 57 1 -4 59.0 61 2 -2 13.8 37 6 -3 33.2 60 1 -5 13.3 39 11 2 24.9 66 1 -7 14.9 35 10 -0 21.6 69 3 -4 22.1 26 12 7 35.4 57 2 -4 12.7 36 7 -4 24.3 57 1 -7 67.4 58 0 -4 52.7 70 1 -3 50.9 63 3 -7 53.0 65 2 -1 21.6 51 3 -3 46.9 62 1 -4 14.5 26 1 -5 22.1 43 -1 -11 52.3 63 2 -3 57.9 60 2 -1 9.7 41 3 -8 38.0 56 2 -3 20.3 24 -4 7 34.7 54 2 -4 12.6 27 2 -5 23.7 64 1 -3 9.9 20 -2 -10 35.3 56 2 -1 13.9 31 3 -7 33.4 50 2 -5 54.5 70 1 -3 61.3 58 0 -3 41.2 61 0 -4 65.2 58 1 -3 10.5 50 1 -13 52.3 59 1 -3 12.7 16 5 -8 22.8 49 2 -7 55.6 61 1 -3 64.4 61 1 -2 12.3 36 1 -7 49.2 44 2 -4 9.8 21 5 -14 56.0 50 2 -4 9.6 23 2 -24 30.7 52 1 -7 11.1 14 -14 4 38.9 56 1 -9 5.9 24 5 -19

PHsat 10(C 7.54 7.86 7.51 7.67 7.68 10.78 8.92 7.40 7.54 9.55 8.04 10.15 8.19 8.30 8.02 9.61 8.34 7.57 7.65 7.76 7.69 8.70 7.83 10.08 8.76 7.72 7.60 9.63 8.15 9.75 8.26 9.83 8.32 10.00 8.07 9.65 8.47 7.61 7.66 7.94 7.53 9.55 7.71 10.88 8.58 7.68 7.50 9.41 8.02 10.54 7.84 10.04 8.24 10.43 8.03 10.57

91

Basenverzadiging natte schraallanden W31z Wsl Ssl SAbo SAbz SAco SAcz SBdo SBdz SDeo SDez W12o W12z W11o W11z W32o W32z W33o W33z W31o W31z Wsl Ssl SAbo SAbz SAco SAcz SBdo SBdz SDeo SDez W12o W12z W11o W11z W32o W32z W33o W33z W31o W31z Wsl Ssl SAbo SAbz SAco SAcz SBdo SBdz SDeo SDez W12o W12z W11o W11z W32o W32z W33o W33z W31o W31z Wsl Ssl SAbo SAbz SAco SAcz SBdo SBdz SDeo SDez W12o

92

921104 921111 930525 930525 930525 930525 930525 930525 930525 930525 930525 930601 930601 930601 930601 930601 930601 930601 930601 930601 930601 930525 930928 930928 930928 930928 930928 930928 930928 930928 930928 931004 931004 931004 931004 931004 931004 931004 931004 931004 931004 931004 950510 950510 950510 950510 950510 950510 950510 950510 950510 950517 950517 950517 950517 950517 950517 950517 950517 950517 950517 950517 950928 950928 950928 950928 950928 950928 950928 950928 950928 950928

6.3 7.1 7.6 6.9 6.8 6.0 6.3 4.8 5.6 6.6 6.4 6.7 6.6 5.1 6.3 5.4 5.9 4.6 6.0 5.3 6.5 7.5 7.2 7.6 6.6 6.6 6.4 4.5 5.6 7.7 6.6 6.3 6.7 5.1 6.4 4.7 6.0 4.8 5.9 5.2 6.3 7.2 7.6 6.8 6.7 6.8 6.4 4.5 6.0 6.6 6.7 6.7 6.2 5.0 6.6 5.3 6.0 4.7 6.1 6.2 6.5 7.5 7.1 6.9 6.6 6.5 6.5 5.2 6.6 7.3 6.6 6.8

31.900 63.700 78.000 72.400 58.500 13.700 47.200 6.000 19.600 44.900 34.200 21.800 35.400 3.100 35.000 8.800 29.400 2.100 31.700 5.400 40.600 82.800 49.900 37.700 70.800 18.600 57.300 2.900 17.300 37.700 54.900 3.500 43.300 1.100 37.600 1.300 27.000 1.000 28.900 1.000 33.900 52.600 65.200 36.900 40.700 19.000 28.000 1.700 16.000 26.500 41.900 15.200 26.500 1.800 28.100 3.400 22.700 1.800 22.000 11.400 29.600 61.400 46.800 44.100 53.100 40.600 48.100 2.500 11.600 47.700 51.000 35.300

7.180 0.020 9.450 10.430 7.990 3.130 6.330 1.360 3.940 6.760 5.760 4.850 7.070 0.790 7.040 2.470 6.260 0.640 4.760 1.530 6.950 9.640 7.280 6.270 9.630 2.850 7.810 0.670 3.350 5.640 8.790 1.300 7.170 0.250 7.380 0.580 5.610 0.220 4.880 0.300 6.440 7.230 8.160 5.640 6.470 2.590 4.440 0.280 2.590 4.020 6.040 3.490 5.000 0.590 5.130 1.140 3.530 0.640 3.980 2.940 5.700 8.380

38.100 45.200 38.700 38.100 40.200 16.800 30.800 14.300 17.100 34.900 31.600 26.900 34.200 11.310 34.400 22.200 20.300 10.300 24.000 14.600 34.100 41.500 28.200 25.100 37.800 15.500 36.000 7.700 17.500 22.200 36.800 8.200 31.500 4.420 32.310 7.120 22.510 5.320 25.810 2.910 29.210 28.000 29.300 22.300 25.000 11.000 17.000 5.700 9.900 15.800 21.900 16.200 27.200 6.200 19.500 8.900 13.700 6.300 15.300 16.900 22.800 29.000

8.300 4.850 11.290 8.520 7.050 6.550 5.120 6.550 5.090 11.250 7.450 4.800 5.720 5.000 6.180 6.350 5.030 6.930 4.720 4.990 6.610 3.730 5.270 5.620 8.600 6.010 4.520 5.880 8.430 5.430 19.900 8.060 9.890 3.800 3.680 3.400 2.210 4.400 4.800 9.700 1.680 4.740 4.520 4.350 6.300 2.590 6.080 3.770 3.270 7.080 4.940 3.140 4.020 4.320 4.740 2.560 4.130 3.330 4.020 4.000 5.250 3.880

89.000 86.000 79.000 70.000 66.000 34.000 55.300 31.200 36.900 64.000 56.000 51.000 62.000 25.700 61.000 44.500 45.600 17.800 41.800 25.900 66.000 77.000 46.500 42.000 63.000 26.200 61.000 13.300 35.700 37.400 72.000 11.000 53.200 7.800 59.000 11.200 43.900 8.300 44.800 4.500 63.000 48.700 50.200 34.500 42.800 15.400 26.700 9.700 15.200 27.200 32.100 26.800 36.800 10.900 28.600 14.800 17.100 10.500 22.600 27.000 37.100 49.500 78.200 54.000 73.300 41.600 44.400 20.000 15.200 44.400 41.800 45.400

69.000 194.0 220.0 243.0 174.0 41.000 153.0 10.000 49.000 142.0 118.0 63.000 101.0 9.000 120.0 13.000 95.000 7.000 106.0 10.000 113.0 237.0 130.0 105.0 242.0 62.000 199.0 2.000 51.000 104.0 214.0 23.000 148.0 22.000 133.0 15.000 98.000 21.000 105.0 19.000 110.0 157.0 182.0 103.0 121.0 56.000 92.000 6.000 57.000 85.000 151.0 47.000 108.0 9.000 106.0 9.000 92.000 8.000 81.000 31.000 104.0 168.0

14.000 20.000 33.000 11.000 28.000 7.000 10.000 5.000 8.000 16.000 7.000 11.000 28.000 6.000 13.000 10.000 8.000 5.000 7.000 9.000 23.000 30.000 40.000 29.000 8.000 6.000 5.000 7.000 11.000 27.000 5.000 6.000 15.000 6.000 12.000 9.000 6.000 5.100 5.000 8.000 10.000 24.000 36.700 30.800 20.200 12.100 14.600 0.000 5.500 13.200 11.300 9.200 6.200 4.800 7.300 7.200 5.500 5.600 5.500 16.600 12.000 35.400

43.3 62.3 66.6 63.0 55.4 18.2 44.6 13.6 22.3 47.2 39.5 29.8 42.1 12.4 41.6 20.1 31.4 9.4 31.7 12.7 44.5 67.9 44.5 36.8 58.4 19.5 50.8 7.2 21.1 35.4 56.3 8.1 42.9 5.1 41.4 8.0 30.1 5.5 31.5 3.9 38.3 45.6 52.4 36.5 38.9 17.0 27.2 5.3 15.5 26.1 36.9 19.2 30.3 6.6 27.9 8.4 20.8 6.2 22.3 17.7 32.5 49.5

72.8 56.6 20.4 61.5

39 57 64 65 61 42 60 25 49 55 52 43 50 18 50 26 53 17 57 27 52 66 66 61 67 56 63 28 46 64 58 36 59 20 53 17 52 18 53 28 49 66 70 65 63 69 65 24 65 63 70 50 56 23 64 29 70 23 63 43 59 69 52 59 56 63 66 18 58 66 68 58

2 -7 1 1 2 2 1 3 4 2 1 2 0 -8 0 3 -0 6 1 4 1 1 2 2 2 3 1 13 1 2 -0 2 2 -31 -1 -17 -2 -23 0 -14 -3 1 2 1 3 3 2 13 2 2 1 3 2 -2 2 1 1 -2 3 1 1 2

-5 4 -3 -1 -2 -14 -1 -10 -6 -3 -1 -3 -4 5 -3 -5 -4 -9 -4 -9 -3 -2 -5 -5 -5 -9 -4 -25 -13 -3 -4 -19 -6 -28 -4 -4 -4 -26 -5 -70 -4 -3 -4 1 -2 -6 -3 -15 -4 -3 -1 -3 -4 -5 -3 -5 -6 -15 -2 -7 0 -5

8.33 7.61 7.49 7.47 7.70 8.88 7.83 9.83 8.66 7.88 8.07 8.51 8.13 10.15 8.05 9.57 8.21 10.42 8.13 9.87 8.02 7.43 7.88 8.08 7.48 8.57 7.64 10.82 8.69 8.08 7.63 9.69 7.88 10.19 7.98 10.29 8.23 10.25 8.18 10.30 8.10 7.77 7.63 8.09 7.98 8.60 8.24 10.56 8.66 8.30 7.87 8.77 8.20 10.37 8.18 10.10 8.32 10.42 8.39 9.08 8.17 7.69


W12z W11o W11z W32o W32z W33o W33z W31o W31z Wsl Ssl SAbo SAbz SAco SAcz SBdo SBdz SDeo SDez W12o W12z W11o W11z W32o W32z W33o W33z W31o W31z Wsl Ssl SAbo SAbz SAco SAcz SBdo SBdz SDeo SDez W12o W12z W11o W11z W32o W32z W33o W33z W31o W31z Wsl

950928 950928 950928 950928 950928 950928 950928 950928 950928 950928 960619 960619 960619 960619 960619 960619 960619 960619 960619 960619 960619 960619 960619 960619 960619 960619 960619 960619 960619 960619 960918 960918 960918 960918 960918 960918 960918 960918 960918 960918 960918 960918 960918 960918 960918 960918 960918 960918 960918 960918

NOV-rapport 8

6.4 5.0 6.4 5.6 5.9 4.6 6.0 6.3 6.3 6.7 7.7 7.0 7.1 6.8 7.0 6.5 6.0 7.2 6.9 6.5 6.3 5.1 6.4 6.6 6.1 6.0 6.0 6.7 6.4 7.6 7.4 6.8 7.0 6.7 6.8 5.9 6.2 6.8 7.0 7.3 7.0 5.1 7.1 6.0 6.5 6.0 6.4 7.1 6.9 7.4

43.700 5.900 37.800 8.300 24.800 2.700 29.200 8.600 31.100 57.300 63.300 64.000 57.500 40.700 54.400 22.800 17.800 86.000 56.300 84.600 37.800 14.600 46.700 22.600 30.900 15.900 32.800 46.800 34.500 78.700 65.900 45.100 73.400 49.700 58.600 10.400 18.700 59.600 74.700 72.300 70.300 10.400 60.400 10.100 35.600 15.300 37.200 28.100 41.000 75.800

10.260 9.890 8.870 6.430 8.290 5.150 3.750 12.990 8.190 10.370 7.110 3.730 8.970 5.260 6.250 2.890 5.140 8.370 6.970 9.770 11.360 6.970 10.950 7.270 8.550 2.910 3.770 8.770 10.620 10.620 10.810 2.830 10.090 3.980 7.180 2.670 5.860 5.750 7.830 10.000

49.000 40.200 36.900 33.000 35.000 27.100 25.200 47.900 36.700 44.400 33.200 24.400 35.000 30.400 26.600 14.900 24.300 42.300 33.000 44.600 68.900 34.100 56.100 38.500 42.000 25.800 24.200 34.500 43.600 54.700 53.700 20.200 51.700 29.300 35.400 15.600 28.100 27.000 38.200 50.900

7.850 5.740 5.550 2.930 6.550 4.760 3.750 5.400 4.440

3.580 5.710 7.020 5.820 2.800 5.280 3.320 3.950 2.420 4.400 7.170 5.370 0.300 4.520 1.830 5.000 1.040 2.900 8.100 5.810 4.080

68.200 20.800 64.700 35.300 38.800 12.400 28.800 22.900 50.700 81.300 91.700 73.600 68.000 63.200 65.600 54.200 57.100 92.100 70.200 80.100 66.600 64.900 64.700 60.400 54.700 34.700 55.100 81.000 66.400 80.400 129.0 63.900 116.0 73.900 83.800 51.200 51.600 62.500 85.300 104.0 104.0 52.200 96.600 53.400 73.800 39.200 56.800 49.000 76.700 94.100

. 62.6

172.0 207.0 181.0 105.0 164.0 68.000 32.000 275.0 164.0

226.0 172.0 147.0 222.0 148.0 181.0 19.000 51.000 194.0 242.0 227.0 206.0 6.000 174.0 21.000 111.0 21.000 99.000 101.0 125.0 219.0

35.900 14.700 18.500 22.900 20.100 6.700 12.600 6.800 16.900 16.200 2.600 6.600 4.500 5.700 3.700 4.200 4.200 7.600 7.700 23.800 39.400 6.500 3.800 8.700 4.700 5.600 4.000 5.600 2.700 10.400 21.000 6.100 20.700 8.200 3.400 5.800 13.300 9.300 11.200 20.200

65.0 59.0 54.4 42.9 51.9 30.7 28.1 74.0 52.2 69.1 42.9 25.9 48.4 32.8 34.7 18.4 33.9 51.4 41.0 67.0 77.4 46.6 73.4 49.7 56.8 21.7 27.2 52.4 66.1 71.2 70.1 20.6 64.1 24.3 43.5 19.0 38.7 34.9 48.6 69.6

53 33 51 29 53 28 64 40 52 56 55 61 60 53 60 43 36 62 59 65 50 29 56 40 50 45 51 51 48 63 48 56 53 54 55 27 39 63 61 55 55 26 53 25 46 41 54 50 49 59

2 1 1 1 1 2 -0 2 2

-2 -2 -2 -2 -2 -3 -0 -1 -3

7.68 7.59 7.68 8.05 7.75 8.46 8.89 7.36 7.73

2 1 2 1 2 2 3 1 2 2 1 1 -1 2 3 1 4 2 1 1 2

-2 -2 -0 -1 -2 -2 -5 0 -1 -1 -2 -2 -1 -1 -1 -0 -1 -0 -1 0 -1

7.47 7.67 7.86 7.51 7.82 7.68 9.33 8.66 7.64 7.46 7.51 7.56 9.83 7.69 9.31 8.08 9.12 8.11 8.21 7.98 7.50

93


2.2 Bodemanalysen Weerribben Verklaring symbolen: 1e letter monstercode: S=Stobbenribben, W=Wobberibben, laatste letter, o=0,05-0,15 m -mv, z=0,30-0,45 m -mv; eenheid: cmol+ kg-1 datum

code

Na

K

920506 920506 920506 920506 920506 950929 950929 950929 950929 950929 950929 950929 950929 950929 960919 960919 960919 960919 960919 960919 960919 960919 960919 960919 960919 960919 960919 960919

SAco SAcz SBdo SBdz SDeo SAbz SAco SBdo SDeo SDez W11o W11z W33o W33z SAco SAcz SBdo SBdz SDez W11o W11z W12o W31o W31o W32o W32z W33o W33z

2.10 1.80 1.90 2.80 2.20 1.67 1.86 0.85 0.82 0.65 1.46 0.50 1.82 0.22 2.76 1.73 1.93 1.38 1.62 1.30 0.76 3.04 2.09 1.57 1.98 1.80 1.99 1.39

1.50 1.00 1.00 1.20 1.10 0.11 0.15 1.05 0.52 0.26 1.17 0.05 1.13 0.27 0.83 0.40 1.36 0.42 0.10 0.33 0.33 0.59 0.69 0.13 1.03 0.26 0.62 0.48

94

Mg 3.50 4.70 3.70 4.50 7.70 9.97 4.13 6.09 7.76 10.11 4.97 3.83 4.78 3.46 7.21 4.37 6.66 4.34 13.56 5.14 11.19 11.75 5.82 11.29 5.59 6.80 8.11 4.45

Ca 34.20 50.30 11.80 24.90 74.50 92.28 30.02 13.45 78.80 92.04 15.51 29.30 18.92 40.62 30.69 45.49 18.75 26.06 141.22 29.39 80.63 66.87 40.67 93.35 20.33 55.29 25.22 41.95

H 20.70 16.60 43.50 68.30 9.30 18.83 30.19 41.85 4.27 26.49 46.35 34.48 53.08 53.08 14.31 36.95 66.42 23.40 4.95 12.41 11.24 16.34 41.39 35.32 32.16 36.51 6.61 49.34


2.3 Waterkwaliteit Groot Zandbrink Verklaring symbolen: .1 = 1 m -mv, .2 = 0,2 m -mv; EC25=electrische geleiding bij 25(C, IR=ionenratio ([Ca]/[Ca]+[Cl]), pHsat=verzadigings-pH. code A.1 A.2 C.1 C.2 12.1 12.2 10A.1 10A.2 10B.1 10B.2 A.1 A.2 C.1 C.2 12.1 12.2 10A.1 10A.2 10B.1 10B.2 A.1 A.2 C.1 C.2 12.1 12.2 10A.1 10A.2 10B.1 10B.2 A.1 A.2 C.1 C.2 12.1 12.2 10A.1 10A.2 10B.1 10B.2 A.1 A.2 C.1 C.2 12.1 12.2 10A.1 10A.2 10B.1 10B.2 A.1 A.2 C.1 C.2 12.1 12.2 10A.1 10A.2 10B.1 10B.2 A.1 A.2 C.1

datum 910408 910408 910408 910408 910408 910408 910408 910408 910408 910408 910618 910618 910618 910618 910618 910618 910618 910618 910618 910618 910905 910905 910905 910905 910905 910905 910905 910905 910905 910905 911209 911209 911209 911209 911209 911209 911209 911209 911209 911209 920303 920303 920303 920303 920303 920303 920303 920303 920303 920303 920601 920601 920601 920601 920601 920601 920601 920601 920601 920601 920908 920908 920908

NOV-rapport 8

pH

Ca

Mg

Na

6.7 6.4 6.8 6.4 7.1 6.9 7.0 5.9 6.7 6.5 7.4 6.3 6.6 6.8 6.5 6.2 6.9 4.8 6.5 6.1 6.4 7.3 6.8 6.5 6.5 6.4 6.8 5.9 6.3 6.7 6.6 6.4 6.7 6.5 6.6 6.3 7.0 5.9 6.3 6.2 6.3 6.1 6.7 6.1 6.6 6.4 6.8 5.3 6.5 6.1 6.4 6.0 6.7 6.1 6.4 6.4 6.8 5.8 6.4 6.8 6.6 6.1 6.7

mg/l 85.900 59.600 88.500 83.800 76.300 37.000 126.2 111.2 49.900 50.200 56.000 49.500 79.600 36.500 83.500 34.700 124.5 136.9 46.600 45.400 56.700 79.700 81.900 55.300 76.400 32.500 125.5 31.100 47.400 27.400 55.600 23.500 58.200 14.600 50.900 18.500 66.000 26.900 35.100 13.700 56.900 34.000 55.900 49.700 48.800 17.200 119.0 46.500 33.900 13.100 59.700 34.700 58.000 35.900 54.000 17.300 114.0 28.800 34.100 12.000 63.300 29.000 62.800

mg/l 7.300 6.700 4.400 5.000 10.000 3.900 17.200 11.600 5.200 4.200 4.700 5.300 4.200 1.800 11.300 3.600 15.600 14.900 4.700 3.800 6.900 7.400 4.400 3.000 9.800 3.900 16.300 3.300 4.400 2.700 6.600 3.300 4.200 1.900 7.900 2.900 15.900 4.000 4.300 1.800 6.300 4.900 3.300 3.100 7.200 2.300 15.700 5.800 3.900 1.400 6.500 5.200 3.600 2.200 8.100 2.400 16.900 3.700 4.000 1.200 6.900 4.300 3.600

mg/l 13.500 14.300 8.900 9.300 8.600 6.400 8.200 23.900 3.900 7.400 11.300 11.900 9.000 9.200 9.700 7.000 9.000 49.900 4.700 8.300 13.100 16.800 9.200 7.400 9.700 8.000 9.100 38.100 4.400 8.100 15.200 8.800 11.100 11.800 10.500 11.500 11.300 27.400 8.000 8.400 11.600 10.400 6.500 8.000 7.300 6.000 7.800 26.500 4.200 5.100 12.600 11.600 7.400 8.700 8.400 5.600 8.600 21.400 4.100 9.800 13.300 11.500 7.200

K mg/l 0.200 0.300 0.000 0.100 0.300 0.000 0.000 1.800 0.000 0.000 0.900 0.900 0.900 1.400 1.300 0.900 0.900 7.400 0.900 1.000 1.600 2.900 2.100 2.200 5.000 2.200 2.300 2.500 1.800 2.900 0.200 0.200 0.800 1.400 0.400 0.300 0.200 2.400 0.200 0.100 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000 2.600 0.000 0.000 0.100 0.000 0.100 0.500 0.400 0.000 0.100 2.400 0.100 3.600 0.100 0.000 0.100

Cl mg/l 20.000 29.800 18.300 18.400 9.700 8.800 14.500 39.400 9.400 16.500 15.200 21.600 19.800 15.400 11.000 6.400 18.300 59.200 11.300 17.500 19.200 22.300 17.700 11.200 11.600 8.800 15.600 53.600 10.500 10.800 20.500 9.500 13.100 12.000 10.300 13.600 18.600 21.700 12.700 20.500 19.200 16.600 12.100 12.700 8.300 7.500 16.800 30.000 12.300 8.400 28.100 32.800 12.600 9.900 7.900 2.300 21.900 38.900 12.000 13.000 24.400 13.000 10.700

HCO3 mg/l 138.5 90.700 248.3 160.1 184.8 86.900 443.4 35.800 105.8 101.0 135.9 84.200 192.3 65.200 181.6 51.400 431.1 5.700 92.800 60.000 46.900 118.5 153.7 82.100 84.000 74.700 343.0 78.500 43.300 28.000 70.300 41.200 139.5 28.600 95.800 20.800 435.3 37.600 51.300 19.500 64.600 33.900 87.900 42.700 86.100 27.600 339.6 7.800 47.200 14.100 63.800 22.900 99.100 36.100 86.400 31.900 285.2 23.100 50.200 14.900 130.7 29.700 189.1

SO4

EC25 IR

pHsat

mg/l 101.2 44.300 6.500 7.600 77.500 23.200 22.200 32.500 25.000 11.200 62.300 26.800 5.300 34.300 74.300 29.300 6.500 27.900 22.300 10.600 125.0 90.000 3.800 57.600 62.600 72.600 6.700 47.500 11.400 65.400 79.800 30.700 15.500 35.700 67.000 32.900 5.800 19.900 34.200 17.800 76.800 46.100 31.800 19.400 53.800 16.100 5.100 13.300 26.500 9.500 78.300 53.600 19.500 8.800 47.700 19.200 7.000 18.100 21.400 16.600 63.800 52.500 4.600

mS/m 49.5 37.2 45.9 44.9 47.6 23.5 74.6 72.7 28.3 28.8 48.5 26.3 38.9 26.2 46.7 18.8 62.2 90.2 24.6 20.8 37.9 48.2 43.5 31.6 45.5 23.5 72.8 37.9 26.2 19.2 38.0 18.1 32.2 11.4 36.4 15.3 68.2 28.2 23.0 11.7 36.7 23.8 31.6 27.3 32.6 12.0 66.9 38.5 21.7 10.1 39.2 27.1 32.3 21.1 35.3 12.7 66.4 27.4 21.2 9.4 40.7 22.3 33.3

10(C 7.64 7.95 7.36 7.57 7.56 8.15 7.00 8.12 7.94 7.96 7.81 8.05 7.51 8.28 7.53 8.40 7.01 8.84 8.03 8.22 8.27 7.74 7.59 8.02 7.89 8.28 7.10 8.29 8.34 8.77 8.10 8.65 7.77 9.01 8.00 9.05 7.26 8.64 8.40 9.19 8.12 8.59 7.98 8.33 8.05 8.94 7.13 9.10 8.44 9.33 8.11 8.76 7.91 8.52 8.01 8.88 7.22 8.82 8.41 9.36 7.78 8.72 7.60

% 88 78 90 89 93 88 94 83 90 84 87 80 88 81 93 91 92 80 88 82 84 86 89 90 92 87 93 51 89 82 83 81 89 68 90 71 86 69 83 54 84 78 89 87 91 80 93 73 83 73 79 65 89 87 92 93 90 57 83 62 82 80 91

95

Basenverzadiging natte schraallanden C.2 12.1 12.2 10A.1 10A.2 10B.1 10B.2 A.1 A.2 C.1 C.2 12.1 12.2 10A.1 10A.2 10B.1 10B.2 12.1 12.2 A.1 A.2 C.1 C.2 10A.1 10A.2 10B.1 10B.2 12.1 12.2 A.1 A.2 C.1 C.2 10A.1 10A.2 10B.1 10B.2 A.1 A.2 C.1 C.2 12.1 12.2 10A.1 10A.2 10B.2 A.1 A.2 C.1 C.2 12.1 12.2 10A.1 10A.2 10B.1 10B.2 A.1 A.2 C.1 12.1 12.2 10A.1 10A.2 10B.1 10B.2 A.1 A.2 C.1 C.2 12.1 12.2 10A.1

96

920908 920908 920908 920908 920908 920908 920908 921201 921201 921201 921201 921201 921201 921201 921201 921201 921201 930305 930305 930305 930305 930305 930305 930305 930305 930305 930305 930630 930630 930630 930630 930630 930630 930630 930630 930630 930630 930921 930921 930921 930921 930921 930921 930921 930921 930921 931223 931223 931223 931223 931223 931223 931223 931223 931223 931223 940330 940330 940330 940330 940330 940330 940330 940330 940330 940623 940623 940623 940623 940623 940623 940623

6.6 6.6 7.5 7.3 5.7 6.3 7.0 6.5 6.1 6.7 6.4 6.8 6.3 6.6 6.0 6.5 5.9 6.4 6.0 6.4 6.0 6.8 6.3 6.8 5.9 6.5 5.9 6.8 6.4 6.6 6.8 6.6 6.7 7.5 5.9 6.7 5.9 6.5 6.1 6.4 6.1 6.6 5.9 6.5 6.0 5.6 6.3 6.3 6.5 6.0 6.6 6.0 6.5 6.0 6.3 5.7 6.5 6.2 6.8 6.9 6.2 6.8 6.3 6.7 5.9 6.4 6.2 6.5 6.3 6.8 6.1 6.6

37.400 49.100 86.200 92.800 16.800 30.900 11.900 63.300 36.100 56.700 21.400 55.300 22.500 77.800 20.900 31.300 13.900 55.700 13.900 59.300 42.100 56.700 19.200 111.7 27.100 34.200 13.700 52.100 15.800 58.300 40.100 49.000 32.000 94.900 16.800 16.100 11.700 71.300 35.300 44.800 24.100 52.600 23.700 89.900 20.500 11.700 93.700 24.100 49.600 13.800 37.300 16.300 97.700 28.300 30.700 15.500 71.300 31.700 60.900 68.800 22.800 121.6 39.800 43.400 17.300 59.400 36.800 56.200 27.000 62.400 17.300 36.700

2.500 7.600 13.300 13.500 2.200 3.800 1.300 7.100 5.800 3.500 1.500 8.600 3.400 7.700 2.800 4.000 1.500 8.500 1.900 6.500 7.000 3.500 1.400 11.200 3.700 4.400 1.500 8.600 2.400 6.800 6.900 3.200 2.300 10.200 2.200 1.800 1.400 8.300 5.800 2.800 1.700 8.400 3.500 9.800 2.800 1.300 7.900 4.100 3.200 1.000 9.500 2.300 10.200 4.900 4.500 1.400 7.800 5.000 4.100 11.400 3.000 14.700 5.700 6.200 2.000 8.500 7.300 4.600 2.600 12.900 3.000 5.700

4.500 7.500 11.800 9.000 10.200 4.800 4.300 12.300 13.300 6.900 3.800 7.600 5.200 10.400 13.700 4.700 3.800 7.900 4.000 13.400 18.100 7.300 4.800 10.600 18.600 4.600 4.100 8.500 2.700 12.000 18.500 7.200 4.900 13.300 14.100 4.400 3.900 14.700 13.000 5.800 3.900 7.300 2.800 10.700 12.500 3.600 16.800 10.500 7.600 3.000 8.500 2.500 12.200 15.500 4.800 2.800 14.400 13.100 8.500 9.300 3.500 10.800 17.800 6.300 4.000 14.000 11.300 7.900 5.300 8.000 1.300 15.300

0.000 0.300 0.800 0.100 1.100 0.000 0.100 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000 2.900 0.400 0.700 0.000 0.000 0.300 0.500 0.000 0.000 0.000 0.000 0.200 0.800 0.100 0.000 0.700 0.100 0.100 0.100 0.100 0.100 0.100 1.100 0.100 0.000 0.100 0.100 0.100 0.100 0.600 0.100 0.200 0.300 0.100 0.100 0.100 0.100 0.100 0.400 0.100 0.100 0.200 0.100 0.100 0.100 0.100 0.100 0.400 0.100 0.200 0.300 0.100 0.100 0.000 0.000 0.000 0.000 0.400 0.000 0.100

3.100 12.000 21.600 18.600 9.400 9.600 3.300 22.500 24.200 9.800 6.800 12.100 9.900 19.400 18.500 10.000 6.300 9.200 6.400 30.400 44.300 11.500 10.300 18.200 24.800 10.300 7.900 6.600 1.200 26.600 45.400 10.900 3.400 19.600 9.000 7.800 8.100 39.900 26.800 9.300 6.800 5.600 3.500 20.000 15.500 6.000 34.900 20.100 12.100 7.800 15.000 6.300 19.900 20.900 8.800 5.800 27.600 26.800 12.900 7.200 2.900 16.000 23.700 8.000 6.900 23.600 13.500 9.100 2.300 6.100 0.700 17.000

87.800 140.7 570.4 418.2 33.500 67.000 23.600 231.2 116.2 288.5 147.0 288.7 141.6 303.9 118.7 190.7 71.300 175.7 42.000 136.6 34.000 162.2 59.400 447.8 119.0 92.300 33.600 166.8 45.900 38.300 22.800 137.8 66.900 319.5 22.000 22.400 10.100 112.3 41.600 102.9 35.300 145.2 33.000 274.4 48.300 20.800 163.0 54.400 185.1 38.000 241.0 39.200 421.2 156.0 192.4 40.900 137.0 47.000 150.0 201.0 51.000 380.0 121.0 133.0 42.000 156.0 101.0 195.0 102.0 272.0 62.000 166.0

38.200 40.500 127.1 5.100 16.800 22.900 14.300 66.900 61.900 15.600 11.600 42.500 27.300 7.200 13.500 14.900 17.300 21.400 5.100 37.800 35.400 1.500 1.800 2.500 4.400 4.000 3.900 12.300 13.300 30.700 40.400 1.000 18.100 3.400 15.600 10.500 11.100 68.600 57.000 11.600 21.100 22.900 31.800 8.100 13.400 9.700 71.800 25.800 4.400 3.600 27.500 17.400 6.400 8.400 6.300 5.500 77.500 27.200 28.100 17.300 17.100 5.800 6.400 4.000 5.900 51.000 42.600 3.600 4.900 7.900 6.300 6.700

21.2 32.7 117.3 59.6 14.9 19.9 8.7 40.8 27.9 30.1 12.7 34.8 18.7 41.2 20.3 19.0 9.9 30.2 8.2 29.5 30.2 24.5 10.1 55.4 21.7 16.6 7.4 35.8 11.8 40.8 36.2 29.0 20.3 60.5 19.6 12.6 10.5 45.3 27.0 23.8 13.7 31.8 14.6 50.4 17.0 8.3 43.9 19.8 27.2 9.0 37.5 10.7 51.7 25.3 20.9 9.1 42.4 21.7 31.8 38.8 12.9 65.1 28.6 24.6 10.1 30.4 20.6 20.6 11.9 30.4 8.0 58.8

96 88 88 90 76 85 86 83 73 91 85 89 80 88 67 85 80 91 79 78 63 90 77 92 66 85 75 93 96 80 61 89 94 90 77 79 72 76 70 90 86 94 92 89 70 78 83 68 88 76 82 82 90 71 86 83 82 68 89 94 93 93 75 91 82 82 83 92 95 95 98 79

8.14 7.84 7.06 7.14 8.87 8.33 9.15 7.54 8.05 7.47 8.14 7.50 8.15 7.33 8.25 7.88 8.62 7.69 8.84 7.78 8.51 7.71 8.56 7.04 8.14 8.14 8.94 7.74 8.75 8.33 8.71 7.83 8.31 7.24 9.05 9.05 9.53 7.80 8.50 7.99 8.70 7.79 8.74 7.32 8.63 9.21 7.54 8.52 7.71 8.88 7.73 8.81 7.11 8.01 7.88 8.80 7.72 8.48 7.72 7.55 8.56 7.07 7.98 7.90 8.75 7.73 8.10 7.64 8.19 7.47 8.58 7.88


10A.2 10B.1 10B.2 A.1 A.2 C.1 C.2 12.1 12.2 10A.1 10A.2 10B.1 10B.2 A.1 A.2 C.1 C.2 12.1 12.2 10A.1 10A.2 10B.1 10B.2 12.1 12.2 A.1 A.2 C.1 C.2 10A.1 10A.2 10B.1 10B.2 A.1 A.2 C.1 C.2 12.1 12.2 10A.1 10A.2 10B.1 A.1 C.1 C.2 12.1 12.2 10A.1 10A.2 10B.1 A.1 A.2 C.1 C.2 12.1 12.2 10A.1 10A.2 10B.1 10B.2 A.1 A.2 C.1 C.2 12.1 12.2 10A.1 10A.2 10B.1 10B.2

940623 940623 940623 940919 940919 940919 940919 940919 940919 940919 940919 940919 940919 941214 941214 941214 941214 941214 941214 941214 941214 941214 941214 950321 950321 950321 950321 950321 950321 950321 950321 950321 950321 950613 950613 950613 950613 950613 950613 950613 950613 950613 950914 950914 950914 950914 950914 950914 950914 950914 951220 951220 951220 951220 951220 951220 951220 951220 951220 951220 960319 960319 960319 960319 960319 960319 960319 960319 960319 960319

NOV-rapport 8

6.2 6.8 5.6 6.4 6.1 6.5 6.3 6.9 6.6 6.7 5.9 6.3 5.8 6.7 6.2 6.5 6.1 6.4 6.2 6.5 5.8 6.3 5.9 6.7 6.2 6.4 6.2 6.6 6.0 6.7 6.1 6.4 6.1 6.2 6.0 6.4 6.0 6.4 5.9 6.8 6.1 7.4 6.6 6.8 6.7 6.5 6.5 6.6 6.4 6.5 6.9 6.3 6.7 6.7 6.8 6.4 6.8 6.2 6.4 6.7 6.3 6.3 6.6 6.5 6.6 6.3 6.8 6.1 6.3 6.4

17.900 35.800 23.400 56.300 35.400 48.600 28.800 61.100 19.700 119.3 22.900 32.300 9.200 56.100 35.200 43.900 19.400 49.400 15.600 115.4 30.300 32.000 10.500 78.300 23.000 62.800 30.700 84.100 20.700 139.4 32.800 39.700 14.500 52.800 38.700 65.000 24.800 76.400 18.200 129.9 26.000 32.300 53.900 72.400 41.100 74.600 25.400 140.8 40.900 33.700 53.300 35.600 58.700 38.300 64.300 30.700 169.7 26.900 26.800 9.200 34.600 52.000 51.500 29.200 51.900 19.200 104.8 18.500 25.000 9.800

2.000 6.600 3.000 8.200 7.700 3.900 2.800 12.700 3.500 17.000 3.900 5.500 1.400 8.500 7.500 3.700 1.900 10.400 2.800 16.500 5.300 5.500 1.500 13.600 3.400 7.800 5.200 6.000 1.600 17.400 4.700 5.800 1.700 6.200 6.500 4.400 2.000 10.800 2.600 15.200 3.600 4.600 9.700 5.100 3.400 12.600 3.800 16.600 5.500 4.900 6.400 6.300 4.100 3.300 11.000 4.800 13.400 3.900 4.200 1.100 6.500 6.400 3.700 2.500 8.900 3.000 12.000 2.700 3.700 1.200

4.300 5.400 3.600 14.000 13.300 7.100 3.800 7.200 6.000 11.600 12.600 5.200 2.700 15.500 12.200 7.400 4.100 5.600 3.500 12.300 15.600 5.200 5.100 7.500 2.500 11.700 10.100 9.800 3.000 14.800 12.300 3.900 2.300 12.800 15.200 9.800 4.800 7.200 2.900 13.100 13.100 5.200 21.700 10.000 6.500 8.700 4.700 12.300 19.700 4.900 13.900 12.600 8.100 5.400 6.800 5.500 11.400 15.600 4.200 4.700 13.800 13.400 7.400 3.800 5.800 6.200 11.600 10.600 4.100 5.700

0.100 0.100 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000 0.300 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000 1.500 0.100 0.500 0.500 0.400 0.100 0.100 0.100 0.100 1.000 1.300 0.100 0.100 0.600 0.100 0.100 0.100 0.100 0.100 0.100 0.400 0.400 0.500 0.400 0.800 0.400 0.500 0.400 0.400 0.100 0.100 0.100 0.800 0.900 0.100 0.200 0.100 0.100 0.100 0.100 0.100 0.100 0.100 0.100 0.100 0.100 0.100 0.100 0.100 0.100 0.100 0.100 0.100 0.100 0.100 0.100 0.100

15.200 6.400 5.700 30.200 29.000 7.600 6.700 6.200 8.100 17.700 16.200 5.900 4.300 32.300 25.100 7.000 6.200 7.500 7.200 18.200 22.900 5.400 4.600 9.400 5.200 29.300 25.100 14.200 6.900 19.300 20.200 6.000 5.900 21.100 13.800 9.200 3.600 7.400 0.900 15.000 11.200 5.000 51.100 9.800 2.300 6.600 8.800 15.500 19.200 3.900 20.200 15.600 8.000 0.600 4.900 7.700 13.900 18.700 3.000 9.800 30.100 23.100 6.400 6.200 5.800 12.400 14.800 12.400 3.200 8.500

45.000 145.0 77.000 113.0 101.0 159.0 57.000 224.0 35.000 422.0 39.000 95.000 16.000 100.0 54.000 105.0 54.000 165.0 41.000 393.0 55.000 89.000 28.000 188.1 24.500 56.700 18.400 171.2 20.900 354.4 41.100 63.600 13.300 54.000 16.000 108.0 29.000 147.0 12.000 340.0 37.000 88.000 14.800 172.7 39.500 154.5 12.100 327.1 19.700 65.400 82.600 3.900 158.3 29.900 199.5 2.900 458.1 8.900 55.700 4.000 12.000 45.500 109.6 32.500 120.0 10.500 219.8 21.200 43.900 9.300

6.400 3.000 8.900 48.900 67.900 3.900 29.600 7.500 27.800 4.800 38.300 17.100 13.300 48.100 31.500 12.900 0.100 0.100 0.100 0.100 16.700 0.100 0.100 4.300 17.300 59.300 38.500 1.900 1.700 4.100 4.400 5.400 3.700 40.500 76.500 4.400 3.900 6.200 18.600 7.800 6.000 9.200 116.2 13.800 75.500 11.000 60.100 8.900 108.9 26.600 58.500 92.800 9.400 75.500 13.800 76.200 33.800 69.300 26.900 21.900 53.600 86.000 25.000 39.300 41.000 36.300 87.600 33.000 25.800 20.600

21.0 18.9 8.7 31.8 23.7 22.3 14.6 31.4 12.4 58.2 16.8 17.1 6.3 31.2 22.1 21.1 9.3 25.2 8.4 55.6 23.0 16.0 6.2 40.8 11.6 37.5 21.4 44.3 10.8 70.1 23.5 20.8 7.6 32.5 27.6 32.7 12.6 36.2 10.1 68.4 19.0 18.6 35.7 29.6 19.0 34.9 15.3 68.4 28.8 18.0 31.7 24.2 27.0 21.2 33.5 18.7 56.8 22.4 16.0 7.5 28.3 31.2 23.5 16.0 25.1 13.0 99.4 25.9 19.6 12.0

68 8.71 91 7.94 88 8.37 77 7.88 68 8.12 92 7.78 88 8.42 95 7.55 81 8.79 92 7.04 72 8.69 91 8.16 79 9.43 76 7.94 71 8.38 92 7.99 85 8.59 92 7.76 79 8.80 92 7.08 70 8.43 91 8.19 80 9.13 94 7.53 89 8.87 79 8.14 68 8.90 91 7.53 84 8.97 93 7.05 74 8.51 92 8.24 81 9.31 82 8.22 83 8.88 93 7.83 92 8.76 95 7.64 97 9.27 94 7.09 80 8.65 92 8.19 65 8.80 93 7.59 97 8.45 95 7.63 84 9.16 94 7.08 79 8.78 94 8.30 82 8.04 80 9.53 93 7.71 99 8.60 96 7.58 88 9.71 96 6.87 72 9.28 94 8.46 6210.03 67 9.04 80 8.31 93 7.92 89 8.66 94 7.88 73 9.32 93 7.37 73 9.04 93 8.59 67 9.64

97


2.4 Bodemanalysen Groot Zandbrink code datum

101 101 101 104 104 104 105 105 105 106 106 106 107 107 107 108 108 108 109 109 109 110 110 110 113 113 113 115 115 115 120 124 124 124 127 127 127 128 128 128 133 133 133 134

98

29-04-91 22-05-92 01-06-93 23-04-91 01-06-92 01-06-93 23-04-91 01-06-92 01-06-93 23-04-91 01-06-92 01-06-93 23-04-91 22-05-92 01-06-93 25-04-91 22-05-92 01-06-93 22-04-91 22-05-92 01-06-93 22-04-91 22-05-92 01-06-93 25-04-91 26-05-92 01-06-93 25-04-91 26-05-92 01-06-93 23-04-91 25-04-91 01-06-92 01-06-93 23-04-91 01-06-92 01-06-93 23-04-91 01-06-92 01-06-93 22-04-91 22-05-92 01-06-93 22-04-91

diepte Na K Mg Ca H cm -mv <---------- cmol+ kg-1 -------------------> 11 11 11 14 5 5 13 7 7 12 11 11 11 14 14 10 13 13 9 14 14 12 11 12 11 9 10 11 13 13 13 8 15 8 11 10 11 14 10 11 10 11 11 11

0.3 0.2 0.2 0.4 0.3 0.4 0.2 0.2 0.2 0.2 0.3 0.3 0.3 0.3 0.2 0.2 0.1 0.1 0.2 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.2 0.2 0.2 0.2 0.1 0.1 0.2 0.3 0.2 0.1 0.2 0.3 0.2 0.2 0.2 0.2 0.2 0.1 0.1 0.2

0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.2 0.1 0.1 0.1 0.1 0.2 0.1 0.2 0.2 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.2 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.2 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.2 0.1 0.1 0.1 0.2 0.1

1.3 1.1 1.1 1.9 2 2 0.9 0.8 1 1.1 1.5 1.3 1.6 1.9 1.7 1.1 1.1 1.2 1.1 1.1 0.9 0.8 0.8 0.9 0.7 0.6 0.6 1.2 0.6 0.9 1.4 1.7 1.6 1.3 1.2 1.2 1.6 1.2 1 1 1.7 1.4 1.7 0.8

12.2 9.4 10.6 12.1 13.2 13.9 7.2 6.3 7.9 8.6 11.8 10.5 13.8 14.2 13.2 8.7 9.4 10.6 12.2 11.1 9.6 10.1 8.9 9.5 5.6 4.5 4.3 9 5.6 7.3 10.8 11.8 10.4 9.1 11.2 8.9 11.6 10.5 10.1 9.5 14.6 11.6 14.2 8.1

4.5 4.4 3.3 4.5 5.3 4.9 3.9 4 4 4.8 6.8 5.4 5.3 5.2 4.6 4.8 4.1 5 4.7 4.5 3.9 4.4 5.7 5.4 6.2 6.9 7.5 6.2 5.2 6.5 5.1 8.3 7.8 5.8 5.9 4.5 4.7 5.8 6.2 4.1 5.2 5.5 5.8 4


134 134 201 201 201 203 203 203 204 206 206 206 207 207 207 210 210 210 211 211 211 212 212 212 213 213 213 208 208 208 214 214 214 216 216 216 217 217 217 219 219 219 220 220 220 230 230 230 132 136

22-05-92 01-06-93 22-04-91 29-05-92 01-06-93 29-04-91 06-06-92 01-06-93 29-04-91 22-04-91 29-05-92 01-06-93 26-04-91 29-05-92 01-06-93 22-04-91 06-06-92 01-06-93 25-04-91 06-06-92 01-06-93 26-04-91 06-06-92 01-06-93 26-04-91 06-06-92 01-06-93 29-04-91 29-05-92 01-06-93 26-04-91 06-06-92 01-06-93 26-04-91 29-05-92 01-06-93 25-04-91 01-06-92 01-06-93 26-04-91 04-06-92 01-06-93 25-04-91 04-06-92 01-06-93 22-04-91 06-06-92 01-06-93 16-08-91 16-08-91

NOV-rapport 8

12 12 8 7 7 9 7 7 4 6 6 6 5 7 7 8 4 4 7 7 7 10 7 7 9 5 5 9 7 7 9 9 9 5 8 8 7 10 10 7 9 9 5 6 6 7 7 7 9 5

0.1 0.1 0.2 0.1 0.1 0.1 0.1 0 0.3 0.2 0.1 0.1 0.2 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.2 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.3 0.1 0.1 0.2 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.2 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.2 0.1 0.1 0.1 0.2 0.2

0.1 0.1 0.1 0.1 0.2 0.2 0.1 0.1 0.4 0.2 0.1 0.1 0.2 0.2 0.1 0.1 0.1 0.1 0.2 0.1 0.1 0.2 0.1 0.1 0.2 0.1 0.1 0.3 0.1 0.1 0.2 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.2 0.1 0.2 0.2 0.2 0.2 0.3 0.3

0.9 0.9 0.3 0.3 0.3 0.4 0.2 0.2 0.4 0.3 0.4 0.2 0.3 0.2 0.2 0.2 0.2 0.2 0.4 0.2 0.2 0.2 0.3 0.2 0.3 0.2 0.3 0.4 0.7 0.4 1 0.6 0.6 0.6 0.6 0.6 0.8 0.6 0.7 0.6 0.6 0.6 0.6 0.7 0.8 0.3 0.3 0.3 0.5 0.4

8.1 9 2.7 2.1 3.1 3.1 1.7 1.5 1.4 2.1 3.1 1.6 1.9 1.7 1.5 1.5 2 1.7 2.9 1.9 2.1 1.6 2 1.3 2.9 1.8 2.1 2.8 4.2 2.5 9.6 6.1 6.3 4.9 5.6 5.9 6.8 5.6 6.3 5.9 5.6 6 5.3 5.7 6.3 1.5 2 2.2 4 3

3.8 4 8.2 10.3 9.6 8.4 7 7.2 29.5 10.6 10.8 9 10.9 10 8.6 6.6 6.4 8.6 7.8 5.1 7.5 8.7 8.8 10 10.9 8.4 10.6 11.4 10 7.9 8.6 8.5 6.7 7.7 8.7 7.1 7.2 5.9 6 6 5.5 5.4 9 8.4 7.8 8.7 9.9 10.9 21.7 31.3

99


138 139 111 111 111 112 112 112 117 117 117 119 119 119 123 123 123 202 202 202 218 218 218 222 222 222 223 223 223

100

16-08-91 16-08-91 13-12-91 26-05-92 01-06-93 13-12-91 26-05-92 01-06-93 13-12-91 26-05-92 01-06-93 13-12-91 26-05-92 01-06-93 13-12-91 01-06-92 01-06-93 13-12-91 29-05-92 01-06-93 13-12-91 04-06-92 01-06-93 13-12-91 06-06-92 01-06-93 13-12-91 29-05-92 01-06-93

5 6 11 10 10 9 10 11 14 9 9 11 8 8 15 10 10 11 7 7 9 9 9 9 9 9 10 5 5

0.1 0 0.2 0.1 0.2 0.1 0.1 0.1 0.2 0.2 0.2 0.2 0.2 0.2 0.2 0.1 0.2 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1

0.2 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.2 0.2 0.3 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.2 0.1 0.1

0.1 0.1 1.3 1 1 0.9 0.9 1.2 0.8 0.9 0.9 1.7 1.6 2 1.5 1.3 1.7 0.4 0.6 0.5 0.6 0.7 0.6 0.3 0.5 0.5 0.3 0.5 0.3

0.9 0.5 11 7.7 8.2 7.8 8.3 9.7 4.7 4.6 5.2 9.2 8.8 10.4 14.6 13.1 15.2 3.7 5.7 4.9 5.7 6.3 6.9 3.2 3.8 4.3 1.8 3.7 2.3

12.7 8.1 6.4 5.6 4.6 7.8 7.4 6.6 7.9 5.9 6.5 9.2 11 9.7 10.9 7.9 7.9 7.5 11 7.4 6.3 5.9 6.1 10.4 7.5 7.2 9.1 9.6 8.7

Bijlage 3: Berekeningen QUAGMIX

3 BEREKENINGEN QUAGMIX 3.1 Aandelen oppervlaktewater en hoeveelheid 'winst' of 'verlies van Ca2+ (dCa) in de tijd De Weerribben

NOV-rapport 8

101


3.2 Aandelen grondwater en hoeveelheid 'winst' of 'verlies van Ca2+ (dCa) in de tijd - Groot Zandbrink

102

Bijlage 3: Berekeningen QUAGMIX

NOV-rapport 8

103

Nationaal Onderzoekprogramma Verdroging

Recommend Documents