P ROCESSEN EN STRUCTUREN

3.1. Instroom van stikstof en fosfor

Nutriënten zoals stikstof en fosfor kunnen op verschillende manieren terechtkomen in het oppervlaktewater van de Schelde: via depositie uit de lucht, via het grondwater, via lozingen maar ook door afspoeling vanuit het land. De waterkwaliteit van het Scheldewater is dan wel spectaculair verbeterd de afgelopen tien jaar, maar in vergelijking met rivieren en estuaria over de hele wereld behoort ze nog steeds tot de meest ontwrichte ecosystemen (Maris et al. 2010). De belangrijkste bijdragen voor input van N en P in de Schelde zijn de Dender, gesitueerd ter hoogte van Dendermonde (120 km stroomopwaarts van de monding) en de Rupel, gesitueerd op de overgang tussen het zoetwater- en brakwatergedeelte ter hoogte van Temse (100 km stroomopwaarts van de monding). De Rupelmonding ontvangt het afvalwater van Brussel en blijft nog steeds de grootste probleemzone (o.a. zone met laagste zuurstofconcentraties), ondanks het in werking stellen van de waterzuiveringsinstallatie van Brussel in 2006.

3.2. Instroom van silicium

Traditioneel wordt eutrofiëring steeds geassocieerd met verhoogde anthropogene N en P inputs. De transfer van opgelost silicium (DSi) naar rivieren wordt meestal beschouwd als een puur geochemisch proces, afkomstig van de directe chemische verwering van bodemmineralen. Bijgevolg wordt de DSi emissie vanuit terrestrische systemen als constant gezien en vergelijkbaar met pristine natuurlijke condities (Thieu et al. 2009). Recent onderzoek wijst echter op het tegendeel en toont het belang aan van vegetatie op de Si-flux doorheen terrestrische ecosystemen (Conley, 2002). Terrestrische vegetatie en micro-organismen beïnvloeden het verweringsproces (Hinsinger et al. 2001). Planten nemen DSi op en zijn in staat om grote hoeveelheden Si op te slaan als amorf Si (amorf SiO2nH2O, ASi) (Ma et al. 2006; Sangster & Hodson, 1986). De opslag van ASi in bodems en biomassa van ecosystemen is een effectieve buffer in de afgifte van DSi naar de aquatische omgeving (Derry et al. 2005). Terrestrische ecosystemen verschillen significant in hun capaciteit om Si op te slaan en te cycleren; bosbodems worden gezien als belangrijke structuren voor opslag van ASi (Conley, 2002). In Vlaanderen is recent aangetoond dat landgebruik in het Scheldebekken een significante impact heeft op TSi fluxen (TSi = ASi + DSi) en dat verdere ontbossing in de toekomst kan leiden tot een afname met factor 2 van de toevoer van Si van de continenten naar het aquatisch continuüm (Struyf et al. 2009). Die afname wordt momenteel in recent ontboste gebieden nog gedeeltelijk gemaskeerd door de grote hoeveelheden opgeslagen amorf silicium in bosbodems (vb. Conley et al. 2008). Meer onderzoek is echter nodig om de precieze relatie tussen landgebruik en Si-fluxen na te gaan en de gevolgen voor de N:Si:P ratio in benedenstroomse aquatische systemen (estuaria en zee) in te schatten.

Uiteraard is het voornaamste mechanisme van de ecosysteemdienst nutriëntencyclering de buffering van N:Si:P ratio’s in het estuarium zelf. Verschillende reacties zijn hiervoor verantwoordelijk en deze zijn verschillend voor N, Si en P en zijn afhankelijk van een aantal randvoorwaarden.

3.3. Transformatieprocessen: nitrificatie en denitrificatie

Stikstof kan voorkomen in de waterkolom in zijn organische of anorganische vorm (ammonium: NH4⁺, nitraat: NO₃^-, nitriet: NO₂^-). Nitrificatie (de omzetting van ammonium of organisch stikstof naar nitraat of nitriet) en denitrificatie (de omzetting van nitraat naar N₂-gas) volgen elkaar op in tijd en/of ruimte. Beide processen worden uitgevoerd door bacteriën. Nitrificatie is een zuurstofconsumerend proces en gaat voornamelijk door in de zomer. Denitrificatie daarentegen, gaat slechts door onder zeer beperkte zuurstofconcentraties (maximum 0,2 mgO₂/l). Bovendien moet nitraat aanwezig zijn als energiebron en er moeten elektronenacceptoren beschikbaar zijn. Andere factoren die de snelheid van denitrificatie beïnvloeden zijn temperatuur (optimum temperaturen voor bacteriële denitrificeerders zijn 5>T(°C)<10 of 15>T(°C)<20), het bodemvochtgehalte (> 60% waterverzadiging), de bodemtextuur (kleibodems vertonen de grootste denitrificatieverliezen), vegetatie, de toevoer van koolstof en de aanwezigheid van ruimtelijke variatie of structuurvariatie (Liekens et al. 2009).

De voornaamste structuren voor denitrificatie zijn gedeeltelijk tot volledig waterverzadigde bodems, kwelgebieden, oeverzones, sedimenten van rivieren en meren en intertidale en subtidale sedimenten van estuaria. Denitrificatie gaat intenser door in het zoete gedeelte dan in het brakke of zoute gedeelte van het Schelde-estuarium (Van Damme et al. 2005). Voor de Schelde werd aangetoond dat denitrificatie het belangrijkste proces is in het pelagisch gedeelte (Soetaert & Herman, 1995). Recent onderzoek met ¹⁵N labelling heeft echter aangetoond dat (zoetwater)schorren niet enkel belangrijk zijn als sinks voor de retentie van N, P en Si (zie verder), maar dat ze ook de transformatie van stikstof bevorderen (Gribsholt et al. 2005; 2006). Schorren stimuleren nitrificatie van ammonium tot nitraat en dit voornamelijk tijdens de lentemaanden en de vroege zomer. Tegen het einde van de zomer (september) neemt het belang van denitrificatie toe en naar schatting wordt 14% van het toegevoegde ammonium in het 15N experiment verwijderd uit het estuariene systeem door denitrificatie in de bestudeerde zoetwaterschor (Meire, 2007).

Samengevat zorgt denitrificatie ervoor dat biologisch beschikbaar stikstof verdwijnt uit het aquatisch ecosysteem en hierdoor is het een zeer belangrijk proces in de bufferende capaciteit van het Schelde-estuarium. De verbeterende waterkwaliteit en stijgende zuurstofconcentraties in het Scheldewater bevorderen echter nitrificatie en leiden tot een verschuiving van de verschillende stikstofvormen naar meer nitraat (Paradox van de Schelde). Als gevolg wordt denitrificatie in de waterkolom bemoeilijkt waardoor bufferzones (zoals schorren) in de toekomst meer en meer een belangrijke rol zullen spelen (De Nocker et al. 2004).

Een gelijkaardige conclusie werd ook getroffen bij het inschatten van het effect van de aanleg van overstromingsgebieden met gecontroleerd gereduceerd getij (GGG) op de ecologie van de Schelde. Het MOSES-model (Soetaert et al. 1995) was reeds ontwikkeld voor de Westerschelde en werd uitgebreid tot het OMES-model voor de Zeeschelde (Cox et al. 2004, 2005). Het volledige Schelde-estuarium werd verdeeld in 19 compartimenten en een aantal hiervan werd in de modellering beschouwd als een overstromingsgebied met GGG (compartiment 14, 15, 9 en 1). Voor elk van de scenario’s (referentiesituatie of GGG) werd het aandeel van denitrificatie bepaald in elke compartiment van het estuarium. Uit de resultaten blijkt dat door het aanleggen van GGG’s de daling in het pelagiaal (door stijgende zuurstofconcentraties) gedeeltelijk kan gecompenseerd worden door

toename van benthische denitrificatie veroorzaakt door de creatie van een groter oppervlak (Fig. 2.2; groene cirkels = GGG’s). Bij deze modelsimulatie moet echter wel een kleine kanttekening gemaakt worden (mond. med. Tom Cox). De berekeningen zijn gebaseerd op data uit de historische situatie, waar de Schelde nog veel lagere zuurstofconcentraties had dan vandaag het geval is. Zo is het aandeel van pelagische denitrificatie (grijze arcering Fig. 2.2) absoluut gezien te groot. Pelagische denitrificatie is te verwaarlozen met de huidige zuurstofconcentraties in de Zeeschelde. De modelsimulaties zijn wel nog waardevol om relatieve vergelijkingen te maken tussen het aandeel van denitrificatie in het sediment/pelagiaal voor en na het aanleggen van GGG’s.

Figuur 2.2: Denitrificatie (uitgedrukt t.o.v. totaal watervolume in het compartiment) in de waterkolom en het sediment in 1) de referentiesituatie tijdens het jaar 2000 (links) en 2) in het scenario met de aanleg van GGG’s (rechts). De stijging in de totale denitrificatie in de compartimenten waar GGG’s aangekoppeld worden wordt veroorzaakt door de toename in benthische denitrificatie die de afname in pelagische denitrificatie overtreft (Cox et al. 2005).

3.4. Nutriëntenopslag van organisch N en P via sedimentatie

(begraving)

Nutriënten kunnen ook uit de waterkolom verwijderd worden door sedimentatie en accumulatie van traag afbreekbaar materiaal. Waterlopen bouwen een sliblaag op waaraan niet enkel organisch koolstof, maar ook organisch stikstof en fosfor binden. Bij overstromingen worden N en P (gelinkt aan deze sedimenten) afgezet. Intergetijdengebieden (slikken en schorren) zijn hierbij de voornaamste structuren.

Fosfor is minder mobiel dan stikstof, dat ook verwijderd kan worden via gasvorming (N₂O, NH₃ of N₂) en de absorptie van fosfaat aan sedimenten is dan ook een belangrijk maar onderbestudeerd proces voor retentie van fosfor in waterbodems (de Wit, 1999). Fosfaatsequestratie is het grootst bij lage stroomsnelheden boven het sediment en wordt beïnvloed door de ijzerconcentratie in de waterbodem, bioturbatie en de heersende concentratiegradiënt van fosfaat tussen het poriewater en het bovenliggende water (Liekens et al. 2009).

3.5. Nutriëntenopslag via accumulatie in biomassa

Nutriënten kunnen enerzijds opgenomen worden door vegetatie in intergetijdengebieden of binnendijkse wetlands. Op die manier worden ze (tijdelijk) uit de waterkolom en het milieu verwijderd. Enkel indien de vegetatie gemaaid wordt, is de verwijdering van nutriënten definitief. Anderzijds assimileert fytoplankton ook nutriënten in de waterkolom (vb. ammonium). Als dit plankton afsterft, kunnen nutriënten door mineralisatie opnieuw in het water terechtkomen. Het materiaal kan echter ook begraven worden en op die manier volledig verwijderd worden uit de waterkolom.

3.6. Recyclering van silicium

Intergetijdengebieden zijn onmisbare hotspots voor BSi en recycleerders voor DSi. Ze fixeren grote hoeveelheden BSi, zowel in vegetatie als in sedimenten (Fig. 2.3). Voor de Tielrode zoetwaterschor is aangetoond dat dissolutie van BSi naar DSi in het poriewater van schorsedimenten zorgt voor concentraties die 7 keer hoger liggen dan [DSi] in de estuariene waterkolom (Struyf, 2005). DSi-arm overstromingswater wordt gemengd met DSi-aangerijkt poriewater en dit resulteert in een stabiele uitstroom van insijpelingswater tussen het getij door. Deze uitstroom bevat [DSi] die vergelijkbaar zijn met de [DSi] in het estuarium tijdens de winter. Tijdens de zomer- en lentemaanden, wanneer DSi gelimiteerd is door de groei van diatomeeën, is DSi-export uit zoetwaterschorren het grootst en ongeveer gelijk aan de helft van de totale DSi hoeveelheid in de hoofdrivier (Struyf et al. 2005). Recyclering van ASi door intergetijdengebieden draagt dus bij tot de draagkracht van estuaria en maakt ze robuuster voor eutrofiëring.

Figuur 2.3: Conceptueel model van siliciumcyclering in intertidale sedimenten. DSi, ASi and BSi stocks in sedimenten (zwarte kaders), de waterkolom en de vegetatie (grijze kaders) en fluxen (blokpijlen). Processen en reacties: (1) import en in situ groei van levende diatomeeën (2) import van ASi afkomstig van pelagisch strooisel van diatomeeën (3) import van ASi uit plantstrooisel (4) die-back van in situ benthische diatomeeën (5) opname van DSi door benthische diatomeeën (6) dissolutie van ASi in het poriewater (7) reprecipitatie van DSi naar bodempartikels (8) permanente begraving van ASi (9) export van DSi naar de waterkolom (10) opname van DSi door vegetatie (Jacobs, 2009).

Niet enkel zoetwaterschorren, maar ook brak- en zoutwaterschorren zijn belangrijke structuren die significant bijdragen tot DSi beschikbaarheid in de zomer door recyclering van ASi (Struyf et al. 2006). Dit is belangrijk voor de Schelde, aangezien zoutwaterschorren een grotere oppervlakte innemen langs het Schelde-estuarium dan zoetwaterschorren. De totale capaciteit voor siliciumrecyclering werd geschat voor het volledige Schelde-estuarium door gebruik te maken van de exponentiële relatie tussen DSi concentraties en de percentuele export van DSi, empirisch bepaald door de vergelijking van één zoetwaterschor met één zoutwaterschor (Struyf et al. 2006). Aangezien DSi concentraties afhankelijk zijn van het debiet, werd een droog jaar (2000) vergeleken met een nat jaar (2004). Resultaten tonen aan dat zoutwaterschorren de belangrijkse recycleerders zijn voor silicium op

jaarbasis. Tijdens de zomer van een droog jaar, dus tijdens perioden van DSi limitatie, is DSi export uit zoetwaterschorren echter vergelijkbaar met de export uit zoutwaterschorren (Struyf 2005).