Effecten van directe vuilemissies uit het gemengde rioolstelsel van Loenen op waterkwaliteit van ontvangende bergingsvijver 3. IV Kwaliteit. V Sediment.

NWRW

NATIONALE WERKGROEP RIOLERING

EN WATERKWALITEIT

Invloed

overstort-water

Vijver

te

Loenen

10.1.3

Stichting Toegepest Onderzoek Reiniging Afvelweter

llofG

THEMA 10.1

EFFECTEN VAN DIRECTE VUILEMISSIES UIT HET

GEMENGDE RIOOLSTELSEL VAN LOENEN OP

DE WATERKWALITEIT VAN DE ONTVANGENDE

BERGINGSVIJVER

Deelrapport 3:

Deelonderzoek IV

Bacteriologische en virologische kwaliteit Deelonderzoek V

Sediment

mei 1986, ir. R.H. Aaiderink prof. dr. L. Lijklema Vakgroep Waterzuivering Landbouwhogeschool, Wageningen

·

.

Volkshuisvesting, Ruimtelijke Ordening en Milieubeheer

Copyright:© 1987, Staatsdrukkerij- en

Uitgeverijbedrijf/Distributiecentrum Overheidspublikaties, 's-Gravenhage

Verkoopprijs f 14,-. DOP-uitgaven zijn schriftelijk te bestellen bij

Staatsuitgeverij/DOP

Postbus 20014

2500 EA 's-GRAVENHAGE

onder vermelding van bestelnummer

of ISBN en een duidelijk aflevering s-adres.

Een volledig overzicht van bij het DOP verkrijgbare titels kunt u schriftelijk aanvragen.

Een lijst van eerder in deze reeks verschenen uitgaven treft u aan op de laatste bladzijde

van deze publikatie

~ Rapport nr. NWRW 10.1.3.

~ Sub-titel Rapport Invloed overstortwater

Vijver te Loenen, deelonderzoeken IV en V

...!J

Schrijver(s} ir. R.H. Aaiderink prof. dr. L. Lijklema

~ Uitvoerend Instituut, Naam, Adres

Landbouwuniversiteit Vakgroep Wageningen De Dreijen 12 6703 BC WAGENINGEN

DHV Raadgevend Ingenieursbureau BV Laan 1914 nr. 35 Postbus 85

3800 AB AMERSFOORT ~ Opdrachtgever(s}

Ministerie van Volkshuisvesting, Ruimtelijke Ordening en Milieubeheer - Directie Bodem, Water, Stoffen .

.!.] Titel Onderzoekproject

1J

Archief nr. 70609/8-87

.!J

Datum Publicatie juni 1987

.!.J

Rapport nr. Instituut ~ Tijdschrift nr.

I!!J

Opdracht nr. DGMH/BWS - 0303262

w

316.80/311.012 ~ Rapporttype en Periode Deelrapport, december 1983-mei 1986

Effecten van directe vuilemissies uit het gemengde rioolstelsel van Loenen op de kwaliteit van de ontvangende bergingsvijver.

~ Samenvatting

Een van de belangrijkste effecten van overstorting en is de verontreiniging van het ontvangende water met pathogene microörganismen, welke met name in wateren in de woonomgeving, kunnen leiden tot onhygiênische omstandigheden. Dit onderzoek is er dan ook op gericht inzicht te krijgen in de ernst en de duur van microbiologische verontreinigingen.

Uit het praktijkonderzoek is gebleken dat:

- de bacterieconcentraties en de concentraties aan fagen laag zijn, doch hoger dan in de referentievijver; - het water na een overstorting microbiologisch sterk is verontreinigd;

- de snelheidscanstantes voor de verwijdering van bacteriên en fagen 0. 7 -1.0 per dag resp. ca. 0. 7 per dag zijn. Dit betekent dat de verontreiniging 1 tot 2 weken duurt alvorens de achtergrondsituatie weer wordt bereikt;

- de concentraties aan microörganismen in het sediment na een overstorting sterk toenemen. Bij gemeten snelheidscanstantes in het sediment van 0.1 -0.2 per dag en de gegeven herhalingstijd van overstortingen verklaart dit de altijd relatief hoge concentraties van microörganismen van faecale oorsprong in het sediment.

Een van de problemen bij overstortingen is de belasting van het ontvangende oppervlaktewater met aanzienlijke hoeveelheden slib. Doel van het sedimentonderzoek is hetverkrijgen van inzicht in de samen-stelling en verspreiding van het slib en de interacties tussen het sediment en het bovenstaande water. Uit het praktijkonderzoek is onder meer gebleken dat als gevolg van de snelle bezinking er een duidelijke gradiênt in de dikte van de sliblaag wordt gevonden over de lengte van de vijver. Ook de samenstelling van de sliblaag over de hoogte is niet constant en wijzigt in stroomafwaartse richting. Getracht is om via simulaties met modellen verklaringen voor bepaalde waarnemingen te vinden. Nader onderzoek zal de hypothesen moeten onderbouwen.

~ Begeleidingscommissie

dr. ir. H.H. Tolkamp, voorzitter Waterschap Zuiveringschap Limburg

mevr. dr. J.R.M. Hovenkamp, Hoogheemraadschap van de drs. W. Oosterloo,

ir. M.A. de Ruiter, ir. A.W. van der Vlies,

ir. G. Martijnse,

~ Besteladres

zie elders in deze publikatie

Uitwaterende Sluizen Zuiveringsschap Veluwe Provinciale Waterstaat Utrecht Zuiveringsschap Hollandse Eilanden en Waarden Ministerie van VROM

~ Bijbehorende Rapporten NWRW 10.1.0 NWRW 10.1.1 NWRW 10.1.2 NWRW 10.1.4 ~ Aantal blz. 64

I!!J

Prijs f

De Nationale Werkgroep Riolering en Waterkwaliteit (NWRW) werd in 1982 in-gesteld door het algemeen bestuur van de Stichting Toegepast Onderzoek Rei-niging Afvalwater (STORA) en de minister van Volkshuisvesting, Ruimtelijke Ordening en Milieubeheer. Het oogmerk hierbij was het verkrijgen van meer

inzicht in de relatie tussen riolering en waterkwaliteit door het stimu-leren en coördineren van onderzoek naar de invloed van lozingen vanuit riool-stelsels op de kwaliteit van het oppervlaktewater en de mogelijkheden deze invloed via rioleringstechnische dan wel waterhuishoudkundige maatregelen te verminderen.

Het onderzoeksprogramma is onderverdeeld in een I I-tal thema's. De nummers van de publikaties van de NWRW corresponderen met de nummers van de

ver-schillende thema's.

Thema JO van het onderzoekplan betreft gedetailleerd onderzoek naar de

ef-fecten van directe vuilemissies uit gemengde rioolstelsels op de kwaliteit

van het ontvangende oppervlaktewater.

Binnen thema JO werd op 2 lokaties- Loenen (Gld.) en Bodegraven-

onder-zoek uitgevoerd.

Het onderhavige rapport heeft betrekking op het onderzoek te Loenen. Over dit onderzoek werden 5 rapporten gepubliceerd; één samenvattend eindrapport en vier deelrapporten.

In het eindrapport van de NWRW zal aan de resultaten van de onderzoeken

op beide lokaties aandacht worden besteed.

',

namens de NWRW de secretaris

Voor de periode 1982-1986 is door het algemeen bestuur van de

Stichting Onderzoek en Reiniging Afvalwater (STORA) en de minister van Volkshuisvesting, Ruimtelijke Ordening en Milieubeheer (VROM) de

Nationale Werkgroep Riolering en Waterkwaliteit (NWRW) ingesteld. De NWRW heeft een onderzoek naar de vuiluitworp uit rioolstelsels en de effekten daarvan op de kwaliteit van het oppervlaktewater

voorgesteld. Het onderzoek is in 11 thema's ingedeeld. De thema's of delen van thema's worden door verschillende onderzoeksinstanties uitgevoerd. Ten behoeve van een thema kan zowel bureau- als praktijk-onderzoek noodzakelijk zijn. Praktijk-praktijk-onderzoek wordt aan

verschillende rioolstelsels, randvoorzieningen en oppervlaktewateren verricht.

De thema's 9 en 10 betreffen onderzoek naar de effekten van de

vuiluitworp van rioolstelsels op de kwaliteit van oppervlaktewater. In het kader van thema 9 wordt zogenaamd globaal onderzoek naar de kwali-teit van het oppervlaktewater bij de lozingsponten van vele

rioolstelsels uitvoerd . Daartoe worden de gevolgen van de lozingen voor enkele belangrijke toestandsvariabelen op enkele plaatsen in het water en de bodem in de omgeving van ieder lozingspunt met

betrekke-lijke grote tijdsintervallen waargenomen. Het doel van het onderzoek in thema 9 is een overzicht van de effekten van de emissies van verschillende typen rioolstelsels op de kwaliteit van verschillende typen oppervlaktewateren te verkrijgen [2].

Ten behoeve van thema 10 wordt zogenaamd gedetailleerd onderzoek naar de kwaliteit van het oppervlaktewater bij de lozingsponten van slechts enkele rioolstelsels uitgevoerd [3]. "Gedetailleerd" betekent in dit verband, dat de gevolgen van de lozingen voor een betrekkelijk groot aantal toestandsvariabelen op verschillende plaatsen in het water en de bodem in de omgeving van een lozingspunt met betrekkelijk kleine tot zeer kleine tijdsintervallen worden waargenoMen. Het doel van dit type onderzoek is tweeledig, namelijk:

- het verkrijgen van een overzicht van belangrijke effekten van de lozingen van een representatief rioolstelsel op de kwaliteit van een representatief oppervlaktewater, waarbij relaties met de grootte en de samenstelling van de lozingen worden gezocht.

- het verkrijgen van inzicht in de processen waardoor de effekten van de lozingen tot stand komen.

Het betreft twee wijzen om dezelfde verschijnselen te bestuderen, die in één projekt zijn gekombineerd omdat voor een deel dezelfde waar-nemingen kunnen worden gebruikt.

Eén van de lokaties waar onderzoek ten behoeve van thema 10 is verricht is de overstortvijver te Loenen, Gelderland. De vijver is voor dit onderwerp uitgekozen, omdat de overstortingen reeds voor het onderzoek naar de grootte en de samenstelling van de vuiluitworp wor-den bemonsterd [4], omdat de vijver niet door andere lozingen wordt beïnvloed en omdat de omvang en de geringe verversingasnelheid als representatief voor vele overstortingen ontvangende oppervlaktewateren in Nederland kan worden gezien.

blz VOORWOORD 1. INLEIDING 1.1 Onderzoek Loenen 1 1 1 2 1.2 Uitvoerders en begeleidingscommissie 1.3 Opbouw rapport

2. BESCHRIJVING VAN DE ONDERZOEKSLOKATIES 3

3 6 6 2.1 2.2 2.3

Beschrijving van de bergingsvijver Karakteristieken van het rioolstelsel Beschrijving van de referentievijver

3. BACTERIOLOGISCHE EN VIROLOGISCHE KWALITEIT 9

9 9 4. 3.1 3.2 3.3 3.4 3.4.1 3.4.2 3.5 3.6 SEDIMENT 4.1 4.2 4.2.1 4.2.2 4.2.3 4.3 4.3.1 4.3.1.1 4.3.1.2 4.3.1.3 4.3.2 4.3.2.1 4.3.2.2 4.4 4.5 LITERATUUR BIJLAGEN Inleiding

Keuze van de indicatororganismen Bepalingsmethopden Waterkwaliteitsonderzoek Resultaten Verwijderingssnelheid Sediment onderzoek Conc;Jusies 10 11 11 16 19 23 24 Inleiding 24

Ruimtelijke verdeling en samenstelling van 24 het slib

De dikte van de sliblaag 24

Samenstelling van het slib in de bergings- 25 vijver

Samenstelling van het slib in de referentie- 27 vijver

Interacties tussen sediment en water 27

Sedimentzuurstofverbruik 27

Methodes voor de bepaling van het sediment- 27 zuurstofverbruik

Resultaten in situ meting van het sediment- 28 zuurstofverbruik

Model voor het sedimentzuurstofverbruik 30 De invloed van het sediment op de stikstof- 36 huishouding

Experimenten 36

Model voor nitrificatie en denitrificatie in 37 het sediment

Accumulatie van zware metalen Conclusies

42 44 46

1. INLEIDING

1.1. Onderzoek Loenen

Ten behoeve van thema 10 van het onderzoeksprogramma van de Nationale Werkgroep Riolering en Waterkwaliteit (NWRW) is in Loenen (Gelderland) een gedetailleerd onderzoek naar de effekten van overstortingen op de waterkwaliteit in een bergingsvijver verricht. Als referentievijver werd een vijver in Apeldoorn gekozen. De onderzoeksperiade liep van december 1983 tot december 1984. Gedurende deze periode vonden er 26 overstortingen plaats, waarvan er 11 min of meer volledig zijn

bemonsterd. Over een aantal van de bemonsterde overstortingen wordt in de diverse deelrapporten gerapporteerd. Het onderzoek bestaat uit deelonderzoeken naar de volgende onderwerpen:

I. Natuurlijke, fysisch-chemische waterkwaliteit

II. Dynamica van zwevende stof, zuurstofverbruik en opgeloste zuurstof na een overstorting.

III. Massabalansen voor water, zwevende stof, nutriënten en zuurstof-verbruik.

IV. Bakteriologische en virologische kwaliteit. V. Sediment.

VI. Hydrobiologische effekten.

Het onderhavige rapport handelt over de deelonderzoeken IV en V. Over de andere onderwerpen is afzonderlijk gerapporteerd [5, 6 en 7]. Daarnaast is een integrerend overziehtsrapport geschreven [8].

1.2. Uitvoerders en begeleidingscommissie

Het veldwerk en de analyses ten behoeve van alle deelonderzoeken zijn uitgevoerd door de vakgroep Waterzuivering van de Landbouwhogeschool Wageningen. Er is tevens gebruik gemaakt van de debieten van overstor-tingen te Loenen en de concentraties van een aantal bestanddelen van het overstortende water, zoals die door DHV Raadgevend Ingenieurs-bureau BV (Amersfoort) in het kader van NWRW thema 5 (4] zijn waarge -nomen. De analyses t.b.v. dit projekt zijn verricht door het

Zuiveringsschap Veluwe.

De interpretatie van de gegevens van het deelonderzoek naar de

natuurlijke, fysisch-chemische waterkwaliteit [5] en het integrerend overziehtsrapport [8] zijn door DHV verzorgd. Bij het deelonderzoek naar bakteriologische en virologische kwaliteit [6] is saaengewerkt met het Rijksinstituut voor de Volksgezondheid en Milieuhygiëne (RIVM) te Bilthoven, afdeling Bakteriologisch Onderzoek van Drinkwater. De overige deelonderzoeken zijn in hun geheel door de LH uitgevoerd. Het onderzoek werd begeleid door een commissie, bestaande uit ver -tegenwoordigers van verschillende waterkwaliteitsbeheerders. De com -missie kwam acht maal bij elkaar en besprak de opzet, de uitvoering en de voortgang van het onderzoek. De samenstelling van de begeleidings

dr.ir. H.H. Tolkamp, voorzitter mevr.dr. J.R.M. Hovenkamp ir. G. Martijnse drs. W. Oasterloc ir. A. de Ruiter ir. M.A. de Ruiter

ir. A.W. van der Vlies

Waterschap Zuiveringschap Limburg Hoogheemraadschap van de

Uitwaterende Sluizen in Kennemerland en West Friesland

Ministerie van Volkshuisvesting, Ruimtelijke Ordening en Milieubeheer. Zuiveringsschap Veluwe

Hoogheemraadschap van Rijnland Provinciale Waterstaat van Utrecht Zuiveringsschap Hollandse Eilanden en Waarden

De onderstaande personen waren betrokken bij de uitvoering van het project:

ir. R.H. Aaiderink ir. A.P. Beneist ir. B. de Boer drs. J.G.M. Cuppen J.H. Ebbeng

ir. A.H. Havelaar prof.dr. L. Lijklema dr. R.M.M. Reijackers ir. J.W. van Sluis ir. G.D. Willemsen T.S.J. Ywema 1.3. Opbouw rapport LH. Wageningen LH Wageningen DHV Raadgevend Ingenieursbureau LH Wageningen LH Wageningen RIVM LH Wageningen LH Wageningen DHV Raadgevend Ingenieursbureau LH Wageningen LH Wageningen

Dit rapport behandelt de deelonderzoeken IV en V. Hoofdstuk 3 handelt over de lange en de korte termijn-effecten van overstortingen op de bacteriologische - en virologjsche kwaliteit. In hoofdstuk 4 wordt gerapporteerd ovr het deelonderzoek sediment. De opzet van het rapport

is zo dat beide hoofdstukken afzonderlijk kunnen worden gelezen. Het gezamenlijk element vormt hoofdstuk 2, waarin een beschrijving van de onderzoekslokaties wordt gegeven.

2. BESCHRIJVING VAN DE ONDERZOEKSLOKATIES

2.1. Beschrijving van de bergingsvijver

De bergingsvijver is oostelijk van het dorp Loenen (Gld) gesitueerd (zie figuur 2-1). De vijver is tegen het einde van de jaren zestig als een rechthoekige waterpartij met een vlakke bodem gegraven.

De lengte bedraagt 120 meter en de breedte 35 meter, inklusief

vegetatiekraag. De overstort bevindt zich in de meest westelijke hoek van de vijver. De afvoer naar een beek heeft in de noordelijke hoek plaats (zie figuur 2-2) . De diepte varieert bij normale waterstand van ongeveer 0,4 meter bij de overstort tot ca. 1,1 meter aan het andere uiteinde van de vijver (zie figuur 2-3).

Rond de vijver bevindt zjch een windsingel die de vijver aan het zicht onttrekt. De begroeiing van de oeverzone in de vijver varieert langs de oever en jn de loop van de tijd van samenstelling en van breedte

(van 0 tot 2 meter). De oever is op de waterlijn versterkt met een azobéconstructie.

De vijver ligt in het kwelgebjed van de oostelijke Veluwezoom

(zandgrond) en wordt gevoed met grondwater. De kwelstroom bedraagt 3 tot 20 cm/dag. Het gemiddelde van de in 1983 en 1984 waargenomen kwelsterkte bedraagt 9,3 cm/dag.

lsroRA

3BB

I

35m

•

L1

120m

Figuur 2-2. Plattegrond VIJVer Loenen met bemonsteringspunten

diepte

(m)

Ll, L2, L3 bemonsteringsplaatsen fysisch-chemisch onder-zoek (natuurlijke, fysisch-chemische water-kwaliteit), plankton onderzoek, bakteriologisch onderzoek en sediment onderzoek.

Pl, P2, P3 bemonsteringsplaatsen (platforms) fysisch-chemisch onderzoek (registratie, bemonstering na overstortjngen).

Ml, M2, M3 bemonsteringsplaatsen rnakrofauna onderzoek. Schaal 1:820

.0

-.3

.

6

.

9

1.2

30

60

90

120

afstand

(m)

2.2 Karakteristieken van het rioolstelsel

Het rioolstelsel van de dorpskern Loenen is een gemengd stelsel. De overstort van het stelsel bevindt zich in het hoofdriool, dat het water afvoert naar de RWZI.

De berging in het stelsel is ongeveer 5,3 mm en de gemiddelde pomp-overcapaciteit is 0,875 mm/uur. Er is ongeveer 15,8 ha. verhard oppervlak aangesloten op het stelsel [9].

De waargenomen overstortfrequentie (1981 t/m 1984) is gemiddeld 15/jaar.

2.3 Beschrijving van de referentievijver

Om de kwaliteit van water en sediment te vergelijken met die in een

niet door overstortingen verstoorde situatie is ook onderzoek gedaan

in een referentievijver. De waarnemingen verricht in de referentie-vijver betreffen het onderzoek naar de natuurlijke, fysisch-chemische waterkwaliteit [5], het onderzoek naar de bacteriologische en virolo-gische kwaliteit en de kwaliteit van het sediment. Daarnaast is in de referentievijver hydrobiologisch onderzoek verricht.

De referentievijver ligt aan de Europalaan te Apeldoorn (figuur 2-4). De vijver is een onderdeel van het stelsel van sloten en singels dat voor de ontwatering van het bebouwde gebied dient. De vijver is derhalve doorstroomd (zie figuur 2-5). Daarnaast dient de vijver ter

verfraaiing van de wijk en doet dienst als viswater voor hengelaars. De zuidelijke en westelijke oever van de vijver zijn met bomen

beplant; aan de oeverzijde bevinden zich struikgewas, gazons en

flatgebouwen. De oeverzone van de vijver is beschoeid.

Ook deze vijver ligt in het kwelgebied van de oostelijke Veluwezoom en wordt gevoed met grondwater (rechtstreekse kwel en aanvoer vta een

beek; zie figuur 2-5). Uit een waterbalans van de vijver blijkt dat de "kwel" gemiddeld ca. 8 cm/dag bedraagt.

0 1km.

Fjguur 2-5 Plattegrond referentievijver met bemonsteringspunten 1,2,3,4 bemonsteringsplaatsen fysisch-chemisch onderzoek 2 bemonsteringsplaats planktononderzoek,

bakterio-logisch onderzoek en sedimentonderzoek M bemonsteringsplaatsen macrofauna onderzoek Schaal 1:3600

3. BACTERIOLOGISCHE EN VIROLOGISCHE KWALITEIT

3.1 Inleiding

Eén van de belangrijke effecten van overstortingen is de verontreiniging van het ontvangende water met pathogene

micro-organismen. Met name voor wateren in de woonomgeving kunnen

overstor-tingen leiden tot uitgesproken onhygiënische omstandigheden. Doel van

dit onderzoek is inzicht te krijgen in de ernst en duur van het

voorkomen van microbiologische verontreiniging.

In verband met de overdraagbaarheid van het onderzoek is vooral veel

aandacht geschonken aan de processen die de bacteriologische en

viro-logische kwaliteit bepalen. Getracht is de karakteristieke

pro-cessnelheden voor de sedimentatie en de afsterving van de organismen

te bepalen.

Naast de kwaliteit van het water is ook onderzoek verricht naar de microbiologische kwaliteit van het sediment.

In paragraaf 3.2 wordt de keuze van de gebruikte indicatororganismen

verantwoord. Paragraaf 3.3 geeft een beschrijving van de

bepa-lingsmethoden. De resultaten van het waterkwaliteits-onderzoek en de

processen die daarbij een rol spelen worden beschreven in paragraaf

3.4. Paragraaf 3.5 handelt over de microbiologische kwaliteit van het

bodemslib. Tot slot worden in paragraaf 3.6 de belangrijkste

conclu-sies van het onderzoek samengevat.

3.2 Keuze van de indicatororganismen

Pathogene micro-organismen komen meestal in lage concentraties voor,

waardoor hun aan- of afwezigheid moeilijk is vast te stellen. Voor de

bepaling van de hygiënische betrouwbaarheid van water wordt dan ook gebruikt gemaakt van zogenaamde indicatororganismen. Deze organismen hebben een vergelijkbare herkomst maar komen in grotere concentraties

voor en hun aantal is op eenvoudige wijze vast te stellen. De

afsterf-snelheid van indicatororganismen en pathogeoen mag niet te veel

verschillen.

De meest gebruikte indicatorbacterie is de Escherichia coli (EC). Deze

bacterie behoort tot de familie der Enterobacteriaceae. EC is in staat

lactose te vergisten bij 37 °C. Een groot aantal andere geslachten van

de Enterobacteriaceae is echter ook in staat lactose te vergisten bij

deze temperatuur. Al deze bacteriën worden gerekend tot de "bacteriën

van de coligroep". Deze groep wordt vaak aangeduid met totaal coli

(TC) . De niet tot het geslacht Escherichia behorende leden van

coli-groep komen in faeces in kleinere aantallen voor en zijn bovendien in

staat zich buiten de darmen te vermeerderen. Voor het bepalen van de

hygiënische kwaliteit van water zijn de bacteriën van de coligroep

all~en dus minder geschikt.

Wanneer de lactosevergisting bij 44 °C wordt uitgevoerd wordt de groei

van de niet specifiek faceale bacteriën geremd. Deze "thermotolerante

bacteriën van de coligroep" bestaan voornamelijk uit EC en zijn een

betere maat voor faceale verontreiniging. In de literatuur worden deze

Onder bepaalde omstandigheden (bijv. in afvalwater van papier- en suikerfabrieken) kunnen ook thermotolerante bacteriën van de coligroep van niet faecale oorsprong worden aangetroffen. In dergelijke omstan-digheden zijn ook zij geen goede maat voor faecale verontreiniging en is het noodzakelijk het aantal EC apart te bepalen.

Bekend is dat bepaalde pathogeoen langer overleven of resistenter zijn

dan EC. Bovendien is waargenomen, dat EC onder bijzondere o•standig-heden nagroeit in water. Als aanvulling op de bepaling van de kolo-niegetallen van TC, PC en EC wordt daarom vaak ook het aantal Paecale streptococcen bepaald (PS) Ten opzichte van de bacteriën van de

coligroep vertonen deze organismen een grotere persistentie in water en zijn zij beter bestand tegen uitdroging en bestraling.

Uit het bovenstaande blijkt, dat de faecale streptococcen, EC en

afhankelijk van de omstandigheden ook de thermotolerante bacteriën van de coligroep het meest geschikt zijn voor het aantonen van faecale

besmetting van oppervlaktewater. Deze bacteriegroepen zijn dan ook

gebruikt als indicatororganismen bij het onderzoek. Aanvankelijk zijn, alhoewel minder geschikt ook de bacteriën van de coligroep (TC)

bepaald.

Bij het bestuderen van de microbiologische kwaliteitsveranderingen

onder invloed van rioolwateroverstortingen is naast bacteriologische ook virologische informatie gewenst. Direct onderzoek naar humaan

pathogene virussen was - gezien de hoge kosten en het

arbeidsinten-sieve karakter - in het kader van dit project niet mogelijk. Als model

voor het gedrag van virussen in water is gekozen voor het bestuderen

van bacteriofagen. Internationaal gebruikelijk is onderzoek naar wat

in dit rapport "somatische colifagen'' is genoemd (St). Dit is echter

een vrij heterogene groep met variabele resistentie. Uit model experi-menten is bekend dat een andere groep van bacteriofagen waartoe onder meer P2 en MS2 behoren meer resistent is, en dat hun resistentie goed overeenkomt met die van relevant humane virussen. Aansluitend op het lopende onderzoek op het RIVM is daarom ook aandacht besteed aan het gedrag van deze "F specifieke bacteriofagen" (Ft).

3.3 Bepalingsmetheden

Voor de bepaling van de aantallen organismen bestaan een tweetal gangbare technieken:

-De M.W.A. -methode (meest waarschijnlijke aantal)

-De M.F. - methode (membraanfiltratie)

Bij de eerst genoemde methode wordt een reeks van decimale verdunningen van het monster onderzocht op de voor aanwezigheid van een bepaalde bacteriegroep karak-teristieke reactie. Bij de MP-methode worden een aantal verdunningen van het monster gefiltreerd over een membraanfilter. De filters worden overgebracht op

een agar met een geschikt medium en na incubatie wordt het aantal kolonies

geteld. De MP-methode is nauwkeuriger en voor kwantitatief onderzoek minder

bewerkelijk. Deze methode is echter minder geschikt voor water dat veel

gesuspendeerde stof bevat en omdat de zwevende stofconcentratie direct na een

overstorting hoog is, is gekozen voor de MWA-methode. Bovendien kan met behulp

Voor de bepaling van de FS is gebruik gemaakt van de methode volgens NEN 6563.

De bacteriën van cte coligroep en de thermotole~ante bacteriën van de coligroep

zijn bepaald volg~ns NEN 6572. EC is bepaald d~or aanvu.Llend onderzoek naar de

indol reactie [8]. Somatische colifagen werden bepaald met gastheer EC CN [9] en

F. specifieke bacteriofagen met gastheer S. typhimurium faagtype 3 Nalr (F'42 lac: : Tn5) [ 10]

3.4 Waterkwaliteitsonderzoek

In de achtergrondsituatie is wekelijks bemonsterd op de lokaties L1, L2, L3 en

P3. De monsters zijn met de hand genomen ongeveer 50 cm. onder het

waterop-pervlak. De monsters werden gekoeld en zijn zo mogelijk binnen 24 uur ingezet.

Tijdens en in de periode na een overstorting is m.b.v. automatische

monster-nemers tijdsproportioneel bemonsterd op P1, P2 en P3 op een diepte van ca. 40

cm. Voor een situatieschets en de ligging van de bemonsteringslokaties wordt

verwezen naar figuur 2-2. Als controle op de door de LH verrichte

bac-teriologische bepalingen zijn van april t/m juni 1984 de monsters ook door het

RIVM onderzocht. Alle virologische bepalingen zijn door het RIVM verricht.

In 1985 is de referentie-vijver in Apeldoorn een aantal keren bemonsterd in het

kader van het onderzoek globale effecten van rioolwateroverstortingen (NWRW thema 9) [2]. Deze monsters zijn alleen onderzocht op EC, waarbij gebruik

gemaakt is van de M.F. methode.

3.4.1 Resultaten

Bijlage 1 geeft de faag- en bacterieconcentraties op de verschillende

lokaties. De resultaten van de bacteriologische analyse verricht door het RIVM staan in bijlage 2. Uit deze bijlage blijkt dat de resultaten van beide laboratoria redelijk met elkaar in overeenstemming zijn. Het

verloop van de bacterieconcentraties op de verschillende lokaties is

weergegeven in figuur 3-1. Voor het verloop van de aantallen fagen

zie figuur 3-2.

10log

N

I

100 ml

6

i!

9

~

(9 I' '16

Af

b~ ~

·6~

:

b

/~

:

&6

I I I l I 6~ o _{16"'a._} 1 o 0 I \ I 'l..l I I I '

'4

'

I \1 l I I \1 l I \ I o I :

~6

I \ I \ I ' I 0"' .. ' \ I ~ 6~

g

6

o\

0 0 I \ I \ ,, I \0 I \ 0

8,,

6

b\o

I

o\,/

o

8--o

'8---o,

I '

d

o ' , 61 \ I ' ' I è 0 ,,, 0

4

2

maart

april

me1

JUni

augustus

10

log N /100 ml

0 0

F.

~

·~

I 11 I

~

I IJ A

I

I

A ~ I

A\

: '0

,

~\ I A \ I A \

I

~

0

~

o o' 0 \ \ \ 0 0 \ / / \ ~ o'

!zvs

!4/6

1o;7f

!13;7

O~-m-a-a~rt~,--a-pr~il.--r~m~e

7

_i~T

1

_{~j~un~i--T'~j~u~li--ï'~a~u~gu~s~t~us~'}

2

Figuur 3-lb Concentratie aan FC in de bergingsvijver in Loenen.

t\

I ~

l

: 0

~

I I fM> I \

IA'1

I 1 I I I

td

8

'

'I

'

:

~

\

I I I

~

:

~

I \

'

\ o I \

~

/0 ' \ u, _{"'- A 0} / \ _\ I ' ~ _',,~~u o"""

,d

e

0 " ₀

10log

NI 100

ml

o P, / L₁

6

D Pz /L3

i

A p3 A

~

0 D

~

_{I \}

_{~~~ ~}

'

\

_ï

lt/i A

4

I o

I

I

I '

~

11 I I ' Al

1L

. I

t

I I o I ' ' 100

I

I

' '

I

IA I I

I

V

~

I I

I

I

2

I 0

'

c

0 IA

'

'

,

/ I I A

'

\

,

o--o D

c,

,

A .._ D

'

,,o'

D

'

... 0 \ D

'""6,

I D \ \ D

'o-~

.t2vsl

t4~6

.

10/7!!13

/7

\

0

_maart

_april

_me1

_JUni

I

_juli

_9Qugustusï

'

Figuur 3-ld Concentratie aan FS in de bergingsvijver in Loenen.

10

log

N/100

ml

6

4

2

o ~ ; L₁ D Pz /L3/L2 A ~

~

I 0 0

\

l

.

\ i

Fl

\ I\ '• \ 1

l

I

u

I \ I I ~ I \ I I I I

t/ \

I

I

c

g

I \ ' I I \ I I

\

I

c

c-A--o

<ioo--6-- o--

o

Figuur 3-2a Concentratie aan somatische fagen in de bergingsvijver in Loenen.

10log

N

I

100 ml

6

4

2

o P, /L₁ 0 _{Pz /L3/L2} A p3

8

~

\ !

I

\ 11 b

\

,,

~~

\

I

1

I ₁

,, :

I \

M

I I

A

I I I I I I

~-c-A--e

e-eo--- - - o

Fjguur 3-2b ConcentJ·atie aan F-specifieke fagen in de bergingsvijver in Loenen.

Achtergrondsituatie

In de achtergrondsituatie, d.w.z. de perioden tussen de overstor-tingen, zijn zowel de faag- als de bacterieconcentraties laag. Voor de verschillende organjsmen liggen de aantallen in de orde van:

FS 0,0 - 2,0 lO(log N/100 ml) EC 0,7 - 2,7 FC 1,0 - 2,7 TC 1,2 - 3,2 s~ 0,3 - 0,7 F!l 0,3 - 0,7

De aantallen FC en TC zijn groter dan die van EC. De concentratie aan FS is lager dan die van de andere bacteriën. De aanwezigheid van orga-nismen tijdens de perioden tussen de overstortlogen ( de achtergrond-concentratie) wordt wellicht veroorzaakt door de uitspoeling van

organismen uit de bodem door de kwel. Omdat er in de achtergrond geen duidelijke verschillen werden gevonden tussen de concentraties op de verschillende lokaties, zijn vanaf 24/4 de punten L2 en P3 niet meer

meegenomen in het wekelijks monsterprogramma.

De concentratie aan EC in de referentievijver te Apeldoorn varieert van 0-1 10logN/100 al. Deze gehaltes zijn lager dan in de vijver in Loenen, wat verklaard kan worden door de nalevering van organismen uit het .sediment, die in de vijver in Loenen plaatsvindt. Het sediment in de bergingsvijver is immers continu verontreinigd met faecale bac-teriën (zie 3.5).

Overs tortingen

Er zijn 4 overstortingen min of meer volledig ~emonsterd; deze vonden

plaats op 21/5, 4/6, 10/7 en 13/7 (1984). Voor de laatste twee

overstortingen zijn geen monsters meer genomen op lokatie P2 en zijn

de aantallen TC niet meer bepaald. Na een overstorting nemen de aan

-tallen sterk toe. De maximale concentraties variëren tu.ssen:

FS 4,2 - 6,0 (10log N/100 ml) EC 5,6 - 6,4 PC 6,0 - 7,2 TC 6,2 - 7,2 St 3,4 - 5,0 Ft 3,9 - 4,8

Om een indruk te krijgen van de emissie uit het rioolstelsel zijn ook

de aantallen organismen in het overstortende water bepaald. Hiertoe zjjn de concentraties bepaald in een monster verkregen door menging van de debietproportioneel genomen monsters van het overstortende

water. Tabel 3-l toont de resultaten hiervan.

Tabel 3-1 Overgestort volume, bacterie- en faagconcentratie in het

overgestorte water datum volume EC FS TC FC St Ft m3 _{logN/100 ml} 21/5 1991 6,70 5,70 5,52 5,03 5,17 4/6 623 5,95 5,85 7,30 4,51 5,30 10/7 1044 7,20 5,70 7,20 4,33 4,31 13/7 228 7,11 5,90 7,11 3,48 3,32

In tabel 3-1 is tevens het volume van de overstorting weergegeven. Uit

de onderlinge vergelijking van de verschillende overstortingen blijkt geen duidelijke verband tussen de grootte van de overstorting en de concentratie in het overstortende water. Hieruit kan geconcludeerd worden, dat de concentratie niet alleen bepaald wordt door verdunning van de droogweerafvoer, maar dat er meerdere processen een rol spelen

zoals de afspoeling van het verharde oppervlak en sedimentatie en

resuspensie in het rioolstelsel.

De maximale concentraties in de vijver die optreden na een overstorting liggen in dezelfde orde van grootte als die in het

overstortende water. Dit duidt erop dat er in eerste instantie direct na een overstorting nauwelijks verdunning plaats vindt door menging met vijverwater. Ook uit andere waarnemingen (zie deelonderzoek II

[6]) is gebleken dat de menging na een overstorting slecht is en dat

een deel van de vuilwaterprop door afstroming langs het oppervlak de vijver snel verlaat.

Na een overstorting komen er ruimtelijke verschillen voor in de

concentraties. De concentraties op lokatie P1 het dichtstbij de

16

3.4.2 Verwljderingssnelheid

Uit de afname van de concentraties na een overstorting is de

snelheidscanstante voor de verwijdering van de verschillende indicator organismen te bepalen (zie tabel 3-2). Aangenomen is dat de dering loopt via een eerste orde proces, d.w.z. dat de

verwij-deringssnelheid rechtevenredig is met de concentratie. De koostanten zijn bepaald uit de afname van de concentratie vanaf het tijdstip waarop het waterniveau in de vijver weer nor•aal is. In dat geval kan het menggedrag in de vijver redelijk worden beschreven als dat in een ideale menger.

Tabel 3-2 Snelheidsconstanten voor de verwijdering van de

verschillende indicatororganismen (dag -1)

datum lokatie EC FS 21/5-29/5 P1 0,8 0,8 P2 1,1 0,9 P3 1,0 1,0 4/6-12/6 P1 0,8 0,9 P2 1,0 1,0 P3 0,6 0,8 10/7-13/7 Pl 1,3 1,5 P3 0,7 1,0 13/7-20/7 P1 0,7 1,3 P3 0,7 0,7 TC 1,0 0,7 0,8 0,9 1,0 0,7 FC 1,8 1,5 0,8 0,7 St Ft 0,8 0,7 0,9 0,8 0,8 0,9 0,8 0,9 1,0 1,5 0,5 0,6 0,8 0,6 0,8 0,6

De snelheiclsconstant.ie voor de verwijdering voor de fagen is lager dan die voor de bacteriën. Voor EC is de snelheidscanstante ongeveer 0,9

dag -1 voor de FS bedraagt de gemiddelde waarde 1,0 en voor de FC 0,8

dag -1. Gemiddeld is de snelheidscanstante voor de virussen 0,7 dag-1 Met uitzondering van de overstorting op 21/5, qua volume het grootst, is de verwijderingssnelheid op lokatie P1 nabij de overstort groter dan die op P3.

Een snelheidscanstante voor de verwijdering in de orde van 1 dag-1

betekent dat bij een maximale concentratie na een overstorting van 107/100 ml. de concentratie in ca. 2 weken weer daalt tot het

achtergrondniveau van 10 à 100/100 ml.

De afname van de concentratie na een overstorting wordt veroorzaakt door een drietal processen, te weten:

- de afsterving en mogelijk graas

- de sedimentatie

- de verdunning door de kwel

De afname van de bacterieconcentratie kan worden beschreven m.b.v. de vergelijking:

V 1

ct = C₀ exp - [Kd +

H

+

Tl

(3-1)

C_{0 ,} Ct concentraties op respectievelijk t=o en t=t (N/100 ml)

Kd snelheidscanstante voor de afsterving en graas (dag -1)

v sedimentatiesnelheid (m/dag)

H diepte (m)

De totale snelheidscanstante voor de verwijdering is dan gelijk aan:

K

=

K + y +

!

tot d H T (3-2)

Vergelijking 3-1 en 3-2 zijn gebaseerd op de aanname dat de vijver ideaal gemengd is. Tijdens en kort na een overstorting gedraagt de vijver zich zeker niet als een ideale mcnger.

Uit het onderzoek naar het menggedrag (zie deelonderzoek II [6])

blijkt dat de menging in de vijver een ingewikkeld proces is, wat zich

niet op eenvoudige wijze laat beschrijven. T.g.v. de optredende

ther-mische stratificatie gedraagt de vijver zich als een 2-lagen systeem. Een model gebaseerd op een propstroomreactor met variabel volume, waarbij onderscheid gemaakt wordt tussen een stromingszone en een dode

zone geeft een redelijke beschrijving van het menggedrag. Na verloop van tijd, wanneer het peil in de vijver weer normaal is speelt het adveetlef transport nauwelijks nog een rol en kan het menggedrag wor-den benaderd met dat van een ideale menger en mag vergelijking 3-1 worden toegepast om de karakteristieke snelheden van de processen te bepalen.

Uit het verloop van het elektrisch geleidingsvermogen in de vijver na

een overstorting kan een schatting gemaakt worden van de in de periode na een overstorting geldende verblijftijd. Het geleidingsvermogen van het overstortende water is namelijk lager dan die van het vijverwater

(zie deelonderzoek II [6]). In tabel 3-3 is de verblijftijd weergege

-ven die zo na de bemonsterde overstortingen is afgeleid.

Tabel 3-3 Verblijftijd geschat uit het verloop van het elektrisch

geleidingsvermogen na een overstorting op lokatie P1, P2, P3 datum 21/5 4/6 10/7 verblijftijd (dag) P1 P2 P3 2,6 2,9 3,3 2,2 3,2 2,9

Het herstel van het geleidingsvermogen na een overstorting is veel sneller dan men zou verwachten op grond van een kwelsnelheid van 0,1 m/dag en een diepte van 1 m. Het snelle herstel kan worden verklaard uit de doorspoeling met kwel van alleen de stromingszone (zie ook deelonderzoek 11 [6]).

Om een indruk te krijgen van de sedimentatie zijn op de lokaties L1,

L2 en L3 zgn. sedimentvallen opgehangen. Dit zijn van onderen gesloten

buizen met een lengte van 50 cm. en een diameter van ca. 2,5 cm. De verhouding van de lengte en de diameter is zodanig dat eenmaal in de buis gesedimenteerd materiaal niet meer onderhevig is aan resuspensie. Uit de hoeveelheid materiaal die zich gedurende zekere tijd in de val

18

Bijlage 3 geeft een overzicht van de geaeten sediaentatiefluxen. In de echtergronisituatie is de spreiding in de geaetEn sediaentatieflux erg groot. De ~aarde lJ~t voor de bacteriën in de orde van 104-lo6;a2, dag voor de virussen ligt de sediaentatieflux in de orde van 1o4;a2, dag. Na een overstorting neeat de sediaentatieflux sterk toe er worden dan waarden gemeten van 107 - to10;a2, dag. Uit de geaeten

sedimen-tatieflux na een overstorting kan een schatting worden geaaakt van de geaiddelde sediaentatiesnelheid van de organisaen.

v

= t/c (3-3)

waarin:

v de geaiddelde sediaentatiesnelheid (m/dag)

t de sediaentatieflux (Nfa2, dag)

c de gemiddelde concentratie in het water gedurende de tijd dat de sediaentval inhangt (N/a3)

De op deze wijze geschatte sedimentatiesnelheden staan in tabel 3-4 Tabel 3-4 Sedimentatiesnelheid na een overstorting (a/dag)

over- EC FS FC TC

so

stort in er i ode L1 L3 L1 L3 L1 L3 L1 L3 L1 21/5 21/5-22/5 0,19 0,02 0,11 0,06 0,22 0,06 22/5-29/5 0,48 0,02 0,09 0,01 0,05 4/6 4/6- 4/6 1,00 0,71 1,1 4/6-12/6 0,30 0,05 0,10 0,01 0,34 0,33 12/6-19/6 0,29 - 0,65 1,7 L3 10/7 10/7-12/7 0,88 - 0,69 - 0,65 0,05 0,16 13/7 14/7-18/7 0,32 0,05 0,05 - 1,18 1,20 0,01 18/7-23/7 0,04 0,02 0,10 0,23

Bij de methode is goen rekening gehouden met de eventuele toe- of afname van organisaen in de sedi•entval door groei of afsterving, zodat de absolute waarde van de berekende sedimentatiesnelheden aogelijk niet juist is. Indien, afsterving van belang is in de val, wordt de sediaentatiesnelheid onderschat. Daarnaast is de

nauwkeurigheid van de aethode niet erg groot en tonen de resultaten een grote spreiding. De resultaten vertonen zeker voor E. Coli een tweetal duidelijke tendensen:

1. de sedimentatiesnelheid neeat af in de tijd

2. de sediaentatiesnelheid neeat af aet de de afstand tot de

overstortdre~pel.

Het gedrag van de zwevende stof na een overstorting toont dezelfde tendensen (zie deelrapport II [6]) hetgeen begrijpelijk isoadat een deel van de bacteriën gehecht zal zijn aan het gesuspendeerde

materiaal of wordt ingevangen tijdens coagulatie en floccul~tieprocessen. 0,03 FO L1 L3 0,14 0,05 0,10 0,02

In de per·iode kort na een overstorting kan dus een aanzienlijk deel

van de bacteriën tot bezinking komen. In deze ~eriode wordt de totale

verwijderingssnelheid grotendeels bepaald door de sediaentatie. Enige dagen na een overstorting is de invloed van de sedimentatie minder

groot (< 0,10 a/d) en wordt de verwijdering grotendeels bepaald door

de afsterving en uitspoeling.

De sedimentatiesnelheid van de virussen is ook direct na een

overstorting veel kleiner dan die van de bacteriën. Mogelijk zijn deze minder gehecht aan het gesuspendeerde materiaal.

Tabel 3-5 geeft een indruk van de bijdrage van de verschillende pro-cessen aan de verwijderingssnelheid.

Tabel 3-5 Orde van grootte van de totale verwijderingssnelheid en de snelhede.n van de processen die daarbij een rol spelen.

indicator

I

totale verwijde- verdunnings sedimentatie afstervings

organisme ringssnelheid _{snelheid snelheid m/dag snelheid}

dag-1 dag -1 enige dagen na dag -1

een overstorting EC 0,9 0,30 - 0,40 < 0,10 0,4 - 0,5 FC 0,8 0,30 - 0,40 < 0,10 0,3 - 0,4 TC 0,9 0,30 - 0,40 < 0,10 0,4 - 0,5 FS 1,0 0,30 - 0,40 < 0,10 0,5 - 0,6 fagen 0,7 0,30 - 0,40 < 0,10 0,2 - 0,3

De orde van grootte van de berekende afstervingsconstanten komt rede-lijk overeen met waarden gevonden door andere onderzoekers. Oskam [11]

vond een snelheidscanstante van de afsterving voor EC van 0,3 dag-1

onafhankelijk van de temperatuur. Bij 10 °C werd door Rao [12] een

waarde gevonden van 0,9 dag-1. Voor TC werden waarden gevonden van

0,8 dag -1 bij 20 oe [13] en 0,6 dag-1 [14]. Voor de overleving van

bacteriofagen in oppervlaktewater is weinig bekend. Wel zijn afster

-vingsconstanten bepaald m.b.v. laboratorium experimenten. De gevonden afstervingsconstanten voor somatische bacteriofagen liggen in de orde

van 0,18 tot 1,92 dag -1 [15].

3.5 Sediment onderzoek

Bekend is dat faecale bacteriën in het sediment goed kunnen overleven en dat er in het sediment grote aantallen organismen kunnen voorkomen.

Voor de bepaling van de hygiënische omstandigheden in overstort

-situaties is het dan ook niet voldoende alleen de effecten op de waterkwaliteit te onderzoeken; ook de bacteriologische kwaliteit van het sediment dient te worden onderzocht. Ook wordt de kwaliteit van het bovenstaande water beïnvloed door de kwaliteit van het sediment.

Door opwoeling van sediment of door uitspoeling (door kwel) kunnen de

organismen van het sediment in de waterfase terecht komen.

Het sediment is bemonsterd m.b.v. een Jenkins monsternemer. Voor de

analyse is telkens de bovenste 10 cm. van de sliblaag in behandeling

20

Voor de bepaling van de aantallen micro-organismen is gebruikt geaaakt van de MWA aethode. De aonsters werden verdund -~n een tr.tsbuffer en gedurende 1 ainuut ultrasonisch getrild oa de bucteriën los te maken uit het slib. De resultaten van de bepalingen zijn weergegeven in de bijlage 4 in aantallen per 100 •g. slib. Er is geen virologisch onder

-zoek verricht aan het sediment. Uit bijlage 4 blijkt dat er geen een-duidige verschillen zijn in concentratie tussen de verschillende beaonsteringspunten. Wel is er een duidelijk verschil in aantallen in de boven- en onderlaag.

De figuren 3-3a en 3-3b tonen het verloop in de tijd van de aantallen organis•en in het sediaent op de lokaties Ll en L3. Uit deze figuren blijkt een duidelijke invloed van de overstortingen op de

concentraties. Ook in het sediment neaen de concentraties na een overstorting sterk toe.

10log ( N/g)

6

4

0

Figuur 3-3a Concentratie aan indicatororganismen EC, FC, TC, FS in 10 log N/graa slib op lokatie Ll

•- EC

o-

TC

6

4

2

0

Cl-

FC

l1-FS

~

I \\

r\~,

.

1~',

I \

" '

I • ' ,

I \

, , ,

I

/ ...

' ,

I

A

... , ... .,;,..

I / ...., ..., ' \ "V" ~~ 1 1 ...

'n

I

\

"' '

~,-

--o

I /

' 1

1

\

""'

•--~--1 / \

I

\

"'

'

•

/1

\

\

/

'

o/

/,,

I

\

"'

'

{

/ \\D----'

\ I "' ' à/ l1 I \

'•--~-~

/

'à"""

I l1 13/7

80

100

dagen

Figuur 3-3b Concentratie aan indicatororganjsmen EC, FC, TC en FS in

10 log Nlgram s}jb op lokatie L3

De toename van de concentratie in het sediment veroorzaakt door sedi-mentatie kan worden beschreven door de volgende vergelijking.

V H [1 --if.t (3-4) B = B +

c

e ] 0 L 0 waarin:

B de concentratie in het sediment (N/m3)

Ba de beginconcentratie in het sediment (N/m3)

V de sedimentatiesnelheid (m/dag)

L de dikte van de bovenste sliblaag (ca. 0,1 m)

H de diepte van de vijver (m)

Ca _{de concentratie in de waterfase} (N/m3) Hierbij is aangenomen dat de afsterving in het sediment te

ver-waarlozen is, de bovenste laag van het sediment goed gemengd is en de verwijderingssnelheid in de waterfase direct na een overstorting volledig wordt bepaald door sedimentatie.

Uit vergelijking 3-4 volgt dat bij een beginconcentratie in het sedi -ment van 103/g slib, een beginconcentratie van 1061100 ml in de waterfase en een sedimentatiesnelheid van 0,9 m/dag, na êên dag een concentratie wordt bereikt van ongeveer 105/g slib. Deze waarde komt goed overeen met de concentratie in het slib gemeten na de

overstorting van 10/7 (zie figuur 3-3a). De toena•e van de con

-centratie kan dus worden verklaard uit de grote sedimentatiesnelheid direct na de overstorting.

22

Opvallend is ook dat na een overstorting de concentraties in de onderlaag van het sP.diment toenemen (zie bijlage 4). Dit duidt erop dat tijdens een ove~storting het nagenoeg vloeibare sediment wordt omgewoeld.

De relatief langzame afnaae van de concentratie na een overstorting duidt op een langzame afsterving van de organismen in het sediment. Na ca. 1 maand is de concentratie gedaald tot het achtergrondniveau. De afname van de concentratie na een overstorting kan worden beschreven m.b.v. de onderstaande vergelijking:

B

waarin:

Ba de beginconcentratie in het sediment Ks de afstervingscanstante van de organismen

in het sediment

(3-5)

Waarbij is aangenomen dat de sedimentatie en de uitspoeling door kwel te verwaarlozen zijn.

Met behulp van laboratoriumexperimenten is de waarde van Ks bepaald (zie bijlage 5). Hiertoe is een hoeveelheid slib verzameld en op het laboratorium weggezet onder omstandigheden die zo goed mogelijk

overeenkomen met de milieucondities in de vijver (10 °C, zuurstofloos,

donker). De concentratie van de verschillende organismen werd in de tijd gevolgd. Uit de initiële afname van de concentratie volgt voor EC een waarde van Ks van ongeveer 0,1 dag -1.

Uit de afnaae van de concentratie in het sediment in de vijver na de overstorting van 10/7 (zie figuur 3-3) wordt een afnamesnelheid gevon-den in dezelfde orde van grootte 0,1 - 0,2 dag -1. De veronderstelling dat de afname van de concentratie in het sediment goeddeels verklaard kan worden door de afsterving lijkt dus redelijk te kloppen. De snel

-heidscanstante voor de afsterving ligt in de orde van 0,1 dg -1, wat aanzienlijk lager is dan die in de waterfase. Bij een maximale con-centratie na een overstorting van 106/g slib duurt het ca. 30-60 dagen eer de concentratie weer op het gemiddelde achtergrondniveau is van 103_{/g slib.}

Gezien de herhalingstijd van de overstortgebeurtenissen, die ligt in de orde van weken tot enkele maanden betekent dit dat de concentraties in het sediment altijd relatief hoog zijn (zie tabel 3-6).

Tabel 3-6 Gemiddelde concentraties indicator bacteriën in de bovenste sliblaag en in het water uitgedrukt in log N/100 ml.

slib ~tey EC 5,3 2,7 FC 6,2 3,2 TC 5,0 2,9 FS 4,2 1,8

3.6 Conclusies

- In de achtergrondsituatie zijn zowel de bacterieconcentraties als de concentraties aan fagen laag. Voor EC echter liggen de gehaltes hoger dan die in de referentievijver, wat verklaard kan worden door de nalevering vanuit het sediment, dat in de bergingsvijver altijd hoge gehalten aan micro-organismen van faecale oorsprong bevat.

- Na een overstorting is het water microbiologische sterk verontreinigd.

- De totale snelheidscanstante voor de verwijdering van de bacteriën bedraagt 0,7 - 1 dag-1, hetgeen betekent dat het water 1 tot 2 weken sterker verontreinigd is dan in de achtergrondsituatie. Direct na een overstorting wordt de totaJe verwijderingssnelheid voor een belangrijk deel bepaald door de sedimentatie. Na verloop van tijd wordt de invloed van de afsterving en de uitspoeling groter.

Voor fagen is de snelheidscanstante voor de verwijdering iets lager ca. 0,7 dag -1 en heeft de sedimentatie slechts een geringe invloed op de verwijdering.

- Er Js een duidelijke invloed van de overstortingen op de bacterie -concentraties in het sediment. T.g.v. sedimentatie nemen de concen-traties in de bovenste laag van het sediment sterk toe. Ook de bacterieconcentraties in de dieper gelegen laag (> 10 cm) nemen na een overstorting toe, wat verklaard kan worden door de omwoeling van het sediment tijdens een overstorting.

De afname van de concentratie wordt voor het grootste deel bepaald door de afsterving in het sediment. De snelheidscanstante voor de afsterving in het sediment Jigt in de orde van 0,1 tot 0,2 dag -1. Gezien de herhalingstijd van de overstortingen verklaart dit dat de concentraties aan micro-organismen van faecale oorsprong in het sediment altijd relatief hoog zijn.

24 4. SEDIMENT

4.1 Inleiding

Doel van het sedimentonderzoek is enerzijds een indruk te krijgen van de verspreiding en de samenstelling van het slib en anderzijds de

interacties tussen het sediment en het water te kwantificeren. De invloed van het slib op de kwaliteit van het bovenstaande water is met name van belang voor de zuurstof- en stikstofhuishouding van de

vijver. Ook voor fosfaat zijn de interacties tussen sediment en water van belang i.v.m. de mogelijke nalevering van fosfaat uit de bodem.

Laatst genoemde proces is in dit onderzoek geen onderwerp van studie

geweest.

In paragraaf 4.2 wordt een beschrijving gegeven van de verspreiding en

de samenstelling van het slib. Paragraaf 4.3 handelt over de invloed van het sediment op de zuurstof- en stikstofhuishouding van de vijver. In paragraaf 4.4 wordt op grond van de totale belasting met zware metalen en de totaal aanwezige hoeveelheid een schatting gemaakt van de accumulatie van Pb, Zn en Cu. Tot slot worden in paragraaf 4.5 de belangrijkste conclusies van dit deelonderzoek gegeven.

4.2 Ruimtelijke verdeling en samenstelling van het slib

In deze paragraaf wordt een beschrijving gegeven van de ruimtelijke verdeling en de samenstelling van de sliblaag op de bodem. Met een

frequentie van ongeveer een maand zijn m.b.v. een Jenkins monsternemer ongestoorde sedimentmonsters genomen op de lokaties L1, L2 en L3 (zie figuur 2-2). De monsters zijn onderzocht op Kjeldahlstikstof, fosfaat,

droogrest, gloeirest, ifzer en de zware metalen koper, lood en zink. Tevens is de dikte van de sliblaag gemeten.

4.2.1 De dikte van de sliblaag

De dikte van de sliblaag is gemeten aan de monsters, die genomen zijn

voor de analyses aan het slib. Er is een duidelijke scheiding tussen

het slib en de onderliggende zandlaag.

De resultaten van de metingen staan in bijlage 5. Uit de resultaten

blijkt dat er geen duidelijke variaties in de tijd voorkomen. Opvallend zijn echter de lage waarden gevonden op lokatie L1 op 6/2/1984 en 2/11/1984. Op en respectievelijk vlak voor de genoemde

data vond een overstorting met een zeer groot volume plaats (6/2: 8528

m3) 25/10 : 4837 m3). Dit duidt erop dat na deze overstortingen een

deel van de sliblaag is weggespoeld.

Er zijn wel duidelijke ruimtelijke verschillen in de dikte van de sliblaag. Op lokatie L1, het dichtst bij de overstortdrempel, is de

laagdikte gemiddeld 23 cm, op de lokaties L2 en L3 ligt gemiddeld respectievelijk 10 en 5 cm slib. Op 29/11/1984 is op een groter aantal

• 23,0

•B,S

_•ss

• 2S,O

I

•16,S

• 6,0

_•4,S

_.

•17,S

• 9,S

_•3,S

Figuur 4-1. Dikte van de sliblaag op een aantal plaatsen in de vijver. (Op 29/11/1984)

Behalve op lokatie L1 zijn er in de breedterichting geen grote

verschillen in de dikte van de sliblaag. Nabij de overstort ligt aan de zuidkant minder sljb, Dit is mogelijk te wijten aan de opwerveling van bodemslib tijdens overstortingen met een grote intensiteit. Uit visuele waarnemingen is gebleken dat tijdens een overstorting langs deze kant de stroming het grootst is.

4.2.2 Samenstelling van het slib in de bergingsvijver

Voor de analyse van het slib is telkens de bovenste 4 cm van de sliblaag in behandeling genomen. Eenmalig (29/3/1984) is de samenstelling van de hele sliblaag onderzocht. Hiertoe zijn de monsters in plakjes van 1-2 cm verdeeld. Uit de resultaten (zie bij

-lage 6) blijkt dat de samenstelling van het slib varieert met de diepte. De droogrest en de gloeirest van het slib nemen toe met toene

-mende diepte. Het gehalte aan Kjeldahlstikstof is lager in de dieper gelegen lagen. Het ijzergehalte neemt op lokatie L2 en L3 af met toenemende diepte. Door de hogere belasting met vers slib is op loka-tie L1 het ijzergehalte van de bovenlaag juist het laagst.

Voor een overzicht van de slibanalyses wordt verwezen naar bijlage 7.

De ruimtelijke spreiding in de droogrest is te groot om variaties in de tijd waar te nemen. Vooral op lokatie L2 en L3 is de bodem nogal inhomogeen van samenstelling. Opvallend is echter weer de waarde geme

-ten op lokatie L1 (2/11/1984). Kennelijk is de nagenoeg vloeibare bovenlaag weggespoeld t.g.v. de grote overstorting van 25/10/1984.

De verschillen in gloeirest zijn klein. zodat het ook voor de gloeirest moeilijk is van significante variaties in de tijd te spreken. Opvallend is weer de waarde gemeten na de overstorting van 25/10/1984 (lokatie L1). Ook de hogere gloeirest duidt op het

wegspoelen van de relatief meer organische stof bevattende bovenlaag.

Het gehalte aan Kjeldahlstikstof vcrtoont geen eenduidige verschillen in d'e tijd.

26

Het fosfaatgehalte is bepaald m.b.v. een extractiemethode [16].

Hierbij wordt het fosfaatgehalte onderverdeeld in een drietal fracties:

- een losgebonden fractie

- een ijzergebonden fractie

- een calciumgebonden fractie

(extraheerbaar met ammoniumchloride) (extraheerbaar met natronloog)

(extraheerbaar met zoutzuur)

Het losgebonden en het ijzergebonden fosfaat vertonen geen duidelijke variaties in de tijd. Opvallend is echter het hoge gehalte aan

calciumgebonden fosfaat in de maanden juni en juli. Mogelijk is dit te verklaren uit een hogere primaire productie tijdens deze maanden.

Ook de gehaltes aan ijzer en zware metalen vertonen geen verklaarbare verschillen in de tijd.

Alhoewel de spreiding in de resultaten voor sommige variabelen groot js, geven de gemiddelde waarden een indruk van de ruimtelijke

verschillen in samenstelling van het slib (zie tabel 4-1).

Tabel 4-1 Gemiddelde samenstelling van het slib op de lokaties L1, L2 en L3 (gemiddelde over de periode 4/4/84 t/m 29/11/84)

L1 L2 L3 aantal waar -nemin en droogrest % 14,6 13,7 17.0 13 gloeirest % 68,8 81,5 86,0 14 Kj-N gN/kg 9,8 6,3 4,9 8 P-fr1 mgP/kg 24 16 15 8 P-fr2 mgP/kg 12 45 414 8 P-fr3 mgP/kg 1254 1620 1032 8 P-tot mgP/kg 1690 2281 1461 8 Fe g/kg 67,0 161,0 85,4 8 Pb mg/kg 180 144 63 8 Cu mg/kg 97 72 47 8 Zn mg/kg 702 550 370 8

Het gloeiverlies en gehalte aan Kjeldahlstikstof nemen af met toene

-mende afstand tot de overstortdrempel. Dit kan verklaard worden uit de door sedimentatie afnemende belasting met rioolslib in de richting van de uitstroom. Ook de mineralisatie kan hierbij een rol spelen. Op lokatie L1 is de zuurstofconcentratie nabij de bodem vrijwel altijd 0.

Op de lokaties L2 en L3 is vaak nog wel zuurstof aanwezig (zie deelon

-derzoek achtergrondkwaliteit [5]), zodat hier aerobe afbraak van orga

-nische stof en mogelijk nitrificatie kan optreden.

Er zijn geen grote verschillen in het gehalte aan losfebon~'~n fosfaat.

Voor zowel het ijzer- als het calciumgebonden fosfaat zijn de gehaltes het hoogst op lokatie L2. Voor het ijzergebonden fosfaat is dit te verklaren door het hogere ijzergehalte. Het hogere calciuagebonden fosfaatgehalte wordt mogelijk veroorzaakt door de aanwezigheid van een veld drijvend fonteinkruid op deze lokatie, waardoor t.g.v. het optre

-den van primaire productie aan calciumcarbonaat geadsorbeerd fosfaat neerslaat.

Door de oxidatie van gereduceerd ijzer afkomstjg uit het kwelwater

sedimenteert een aanzienlijke hoeveelheid ijze•. Het ijzergehalte van

het slib is dan ock hoog (6-16% Fe) . Door de hogere belasting met

rioolslib is het ijzergehalte op lokatie Ll het laagst.

Door de afnemende belasting t.g.v. sedimentatie nemen de gehaltes aan

zware metalen af in de richting van de uitstroom.

4.2.3 Samenstelling van het slib in de referentievijver

Alhoewel de referentievijver in Apeldoorn niet wordt belast met

rioolslib ligt ook hier een dikke laag slib (20-25 cm). Deze sliblaag is ontstaan door de sedimentatie van afgestorven plantenresten en kolloidaal ijzer.

De bovenlaag van het slib is nagenoeg vloeibaar evenals in Loenen (zie

tabel 4-2). Het gloeiverlies en het gehalte aan Kjeldahlstikstof zijn

laag en komen overeen met dat in Loenen, op lokatie L2 en L3. Ook in deze vijver is het ijzergehalte van het slib erg hoog. Het gehalte aan lood en koper in Apeldoorn ligt beneden de detectiegrens van deze metalen.

Tabel 4-2 Samenstelling van het slib in de referentievijver in Apeldoorn op lokatie A2 datum 17.4.1984 13.6.1984 droogrest % 5,9 6,2 gloejrest % 82,4 83,2 7,4 4,3 4.3 Interacties tussen sediment en water

391,8 <0,1 <0,1 355 De samenstelling van het sediment en de processen die zich in het sediment afspelen beïnvloeden in belangrijke mate de kwaliteit van het bovenstaand water. Zo zal in systemen die belast worden met grote

hoeveelheden organische stof het zuurstofverbruik van de bodem een

belangrijke rol spelen in de zuurstofhuishouding. Door het optreden

van nitrificatie en denitrificatie in het sediment is er een

uit-wisseling van stikstofverbindingen tussen de bodem en het water. In

sommige gevallen kunnen deze processen in de bodem een belangrijke rol spelen in de stikstofhuishouding van oppervlaktewater.

4.3.1 Sedimentzuurstofverbruik

Riochemische afbraakprocessen vinden niet alleen plaats in de

water-fase, maar ook in het sediment. De zuurstof die hiervoor nodig is

wordt onttrokken aan het bovenstaande water. Er vindt dus transport

plaats van zuurstof door het grenvlak water/bodem. De zuurstofflux

uitgedrukt in g/m2, dag noemt men het sedimentzuurstofverbruik (SZV).

4.3.1.1 Methodes voor de bepaling van het Sedimentzuurstofverbruik

Voor de bepaling van het sedimentzuurstofverbruik worden wel de

volgende methoden toegepast:

- In situ-meting m.b.v. een afgesloten kap, dje op de bodem wordt

geplaatst

28

Bij de eerst genoemde methode wordt een kap geplaats op de bodem,

waardoor ean bepaald volume water wordt afgesloten van de omgeving.

Onder de k3p wordt Jangzaam geroerd en het verloop van de zuurstofcon -centratie wordt continu geregistreerd. Uit de initiele afname van de zuurstofconcentratie kan vervolgens het zuurstofverbruik van de bodem worden bepaald.

Rij de andere methode wordt een ongestoord sedimentmonster in een reactor geplaats en continu doorstroomd (zie figuur 4-2)

zuurstofelektrode

~

sediment monster

Figuur 4-2 Laboratoriumopstelling voor de bepaling van het sedimentzuurstofverbruik.

ne zuurstofconcentratie voor en na de reactor worden continu

geregistreerd. Nadat zich een stationaire toestand heeft ingesteld kan

ttit het verschil in zuurstofconcentratie over de reactor het sediment

-zuurstofverbruik worden berekend m.b.v. onderstaande formule.

SZV

=

AC . H

T

waarin:

(4-1)

AC het versehiJ in zuurstofconcentratie over de reactor (g/m3)

T de verblijftijd in de reactor (dag)

H de hoogte van de waterkolom boven het sedimentmonster (m)

Vanwege het ontbreken van de kwel in de reactor is de laboratorium-methode minder geschikt. Het hiermee gemeten sedimentzuurstofverbruik is niet representatief voor de situatie in het veld. Vandaar dat voor dit onderzoek alleen de veldmetingen worden weergegeven.

4.3.1.2 Resultaten in situ meting van het sedimentzuurstofverbruik Vanwege de optredende kwel kan het sedimentzuurstofverbruik niet rechtstreeks worden berekend uit de initiële afname van de zuurstof -concentratie onder de kap. Deze daling wordt mede veroorzaakt door de doorspoeling met zuurstofloos kwelwater, terwijl ook het water onder de kap een zeker zuurstofverbruik heeft. De initiële afnaae van de zuurstofconcentratie onder de kap kan worden beschreven m.b.v. de vergelijking: