Memo rapportage fase 1... · Web viewDe bodem is hierbij gedefinieerd als de onverzadigde zone tot...

Een grondwatermodel voor de Vlaamse en Nederlandse Kempen

Fase 1: Inventarisatie

B. van der Grift, J. Bronders, I. Joris, G. Janssen, F. De Smedt

OpdrachtgeverActief Bodembeheer de Kempen

Concept 27 maart 2007

InhoudsopgaveError! Unknown document property name.Error! Unknown document property

name.Error! Unknown document property name.Error! Unknown document property name.Error! Unknown document property name.3358813151719.1................................................................................................Onverzadigde zone.......................................................................................................................................19

4.2 Stromingsmodel verzadigde zone..................................................................................224.3 Stoftransport verzadigde zone........................................................................................294.4 Hydrodynamisch instationaire oppervlaktewaterbelasting.............................................36

5 Referenties....................................................................................................................43

1 Inleiding

De bodem in het Vlaamse en Nederlandse gebied van de Kempen is diffuus verontreinigd geraakt door de uitstoot van zink en cadmium van enkele lokale zinkverwerkende industrieën. Deze verontreiniging is ook geconcentreerd aanwezig als lijnbron omdat er vele landelijke zinkassenwegen zijn aangelegd. Vanuit de zandige bodem (de bovenste decimeters) en zinkassenwegen logen de metalen uit naar het ondiepe grondwater en verspreidt de verontreiniging zich via het grondwater langzaam naar het diepere grondwater en drainerende oppervlaktewateren. Daar waar intensieve ontwateringsmiddelen aanwezig zijn (drains, sloten) wordt de verspreiding naar het oppervlaktewater vergroot en versneld.In het verleden zijn modelstudies verricht om de grondwaterstroming te simuleren en de verspreiding van zware metalen via het grondwater in beeld te brengen. De gedane stu-dies waarbij ook het stoftransport met zware metalen is gemodelleerd, zijn vooral gericht geweest op het Nederlandse deel van de Kempen. Voor het onderhavige project wordt nu gevraagd om een grensoverschrijdend model op te stellen voor simulatie van stoftransport in onverzadigde en verzadigde zone en uitspoeling naar het oppervlaktewater.

1.1 Doelstelling modelstudie

Het doel van de modelstudie is om met behulp van een grondwatermodel transparant inzicht te verkrijgen in: de regionale grondwaterstroming (Vlaams en Nederlands deel van de Kempen), de daaraan gerelateerde verspreiding van zware metalen in tijd en ruimte (nu en

toekomst), de factoren die het meest bepalend zijn voor deze verspreiding, het effect van mogelijke verspreiding op bedreigde objecten, effecten autonome ontwikkelingen (m.n. veranderingen landgebruik, waterbeheer,

klimaat), de effecten van maatregelen om risico’s van de verspreiding te verkleinen.

Dit rapport beschrijft de resultaten van Fase 1 van het project : de inventarisatie. Hoofdstuk 2 beschrijft de algemene uitgangspunten voor het grondwatermodel. In de daaropvolgende hoofdstukken wordt nader ingezoomd op te onderschreiden modeldomeinen. Dit zijn achtereenvolgens: de belasting van het systeem het onverzadigde zone mode het kwantitatieve verzadigde zone model het kwalitatieve verzadigde zone model het hydrodynamische instationaire model

Hoofdstuk 3 gaat nader in op de gegevensinput voor de modellering. Per modeldomein wordt in hoofdstuk 4 het conceptuele model voor de uiteindelijke modellering berschreven. Hierin wordt aangegeven hoe de modellering wordt opgezet en welke data hiervoor nodig is, welke resultaten dit oplevert en hoe verschillende modeldomeinen aan elkaar worden gekoppeld om tot een geïntegreerde modellering te komen. Qua modeldomeinen wordt een onderscheid gemaakt tussen de onverzadigde zone (stroming en stroftransport), de verzadigde zone grondwaterstroming, de verzadigde zone stoftransport en de hydrodynamisch niet -stationaire modellering van de oppervlaktewaterbelasting in een

3

deelgebied. Dit resulteert en een plan van aanpak voor de modelering en een metadata tabel die een overzicht geeft van data die voor de modellering gebruikt gaat worden.

4

2 Algemene uitgangspunten voor het grondwatermodel

Voor het centrale deel van het BeNeKempen projectgebied dat beïnvloed is door atmosferische depositie vanuit de zinksmelterijden wordt een 3-dimensionaal regionaal transportmodel ontwikkeld dat uit verschillende gekoppelde modellen voor de verzadigde en onverzadigde zone bestaat (Error: Reference source not found). De (historische) belasting aan maaiveld is invoer voor het onverzadigde zone model. Belasting aan maaiveld bestaat uit historische en actuele atmosferische depositie en de belasting van landbouwgronden door bemesting. De concentratie die via de onverzadigde zone het bovenste grondwater van de verzadigde zone bereikt wordt bepaald door bodemtype, landgebruik en grondwaterstand. In de verzadigde zone bepalen grondwaterstroming, geochemische eigenschappen van de ondergrond en de grondwatersamenstelling het transport.Met de hier beschreven modelbenadering kan de grondwaterbijdrage aan de oppervlaktewaterkwaliteit berekend worden. Hierbij moet echter wel opgemerkt worden dat in het hier beschreven model geen processen zijn opgenomen die zich afspelen in de waterbodem of het water van een greppel, sloot of beek. Het in deze studie gebruikte model berekent de grondwaterbijdrage aan het oppervlaktewatersysteem, waarbij wij het oppervlaktewatersysteem definiëren als een systeem bestaande uit oppervlaktewater (en alles wat zich daarin bevindt) en waterbodem.

De modellering gaat uit van de variabele metaalbelasting van de bodem, terwijl voor de waterstroming gerekend wordt met gemiddelde waarden voor neerslag en onttrekkingen (e.a. randvoorwaarden) die representatief zijn voor een lang jaarlijkse periode. Bij het uitvoeren van de eigenlijke modellering rekenen we de volgende scenario’s door: nul scenario autonome ontwikkeling scenario’s volgens de maatregelen van ABDK, het Vlaamse Actieplan Cadmium en een

combinatie van beide.

Voor het nul-scenario rekenen we zowel de historische belasting (1880 tot 2005) als een voorspelling naar de toekomst (2005 tot 2100) door. In de voorspellende berekening gaan we uit van de huidige situatie (anno 2005) met de huidige bronnen, bodemkwaliteit en –belasting en rekenen we 100 jaar verder in de tijd. In het scenario van autonome ontwikkeling vertalen we verwachte veranderingen in klimaat, landgebruik en waterbeheer naar veranderingen in hydrologische randvoorwaarden en bodemkenmerken. Voor de onverzadigde zone berekenen we vervolgens de uitloging van cadmium en zink naar het grondwater onder deze gewijzigde randvoorwaarden. Het ruimtelijk patroon en de hoeveelheid uitgeloogde metalen kunnen we dan vergelijk met de voorspelde uitloging onder het nulscenario.

In de scenario’s met de maatregelen van ABDK en/of het Vlaams Actieplan Cadmium vertalen we de maatregelen naar verwijdering van bronnen van zware metalen in het projectgebied. Het gewijzigde ruimtelijk patroon van uitloging en de vracht metalen naar het grondwater bij toepassing van de maatregelen wordt berekend en vergeleken met de uitloging onder het nul-scenario.

Een uitgangspunt voor het model is dat het model effecten kan berekenen van denkbare maatregelen die gericht zijn op de verontreiniging. In ieder geval betreft dit

5

grondwateronttrekkingen, afgravingen, immobilisatie, pump and treat, fytoremediatie en verwijdering van zinkassenwegen. Omdat we het te ontwikkelen modelinstrument modulair opzetten (Error: Reference source not found) is het relatief eenvoudig om in de toekomst in deelgebieden in te zoomen en hier aanpassingen of verbeteringsslagen te maken. De niet-stationaire hydro-dynamische berekening die in het project wordt uitgevoerd is hiervan al een direct voorbeeld.

Regionaal gekoppeld model

•Historische en huidige atmosferische depositie

•Diffuse bronnen vanuit landbouw

HYDRUS-1D

•Grondwaterstanden

•Bodem eigenschappen(stroming/transport)

•Zinkassen

Onverzadigde Zone

Maaiveld

Verzadigde zoneMODFLOW / MT3D

•Hydrogeologie

•Grondwater samenstelling

•Sediment samenstelling

Uitspoeling Cd, Zn

Belasting Cd, Zn

Figuur 2.1 Schematische weergave van de opbouw van het conceptueel model en de voorgestelde modelcodes

Het onverzadigde zone model wordt gevalideerd aan gemeten bodemgehaltes. Het verzadigde zone grondwaterstromingsmodel wordt gecalibreerd aan gemeten stijghoogtes en het transportmodel wordt gevalideerd aan gemeten grondwaterconcentraties

Op de volgende kenmerken worden de modelresultaten en gevoeligheid voor modelparameters geëvalueerd: de huidige en toekomstige vrachten naar de verschillende bedreigde

oppervlaktewatersystemen en kwelgebieden, de huidige en toekomstige concentraties in het ondiepe (< 10 m-mv) grondwater, de huidige en toekomstige geadsorbeerde gehaltes in de ondiepe ondergrond (< 10 m-

mv), de huidige en toekomstige concentraties in het middeldiepe grondwater (10 tot 30 m-

mv), de huidige en toekomstige geadsorbeerde gehaltes in de middeldiepe ondergrond (10 -

30 m-mv), de huidige en toekomstige concentraties in het diepe grondwater (> 30 m-mv), de huidige en toekomstige geadsorbeerde gehaltes in de diepe ondergrond (> 30 m-mv), de huidige en toekomstige vrachten en concentraties die door de verschillende bedreigde

grondwateronttrekkingen wordt onttrokken.

6

Op basis van de gevoeligheidsanalyse, validatie en evaluatie van modelresultaten wordt een waardeoordeel gegeven over de modeluitkomsten. Hier wordt antwoord gegeven op vragen als: waarvoor zijn de uitkomsten representatief, wat mag er wel/niet worden geconcludeerd, tot welk detailniveau mag worden ingezoomd en welke conclusies kunnen er getrokken worden voor de bedreigde objecten.

Niet -stationaire hydrodynamische berekeningNaast een langjarig hydrodynamisch stationair model wordt voor een huidig representa-tief weerjaar een niet-stationaire hydrodynamische berekening uitgevoerd. Zodanig dat duidelijk wordt hoe seizoenale variatie van hoge en lage grond- en oppervlaktewater-standen doorwerken op de belasting. Hieruit worden basis-, gemiddelde en piekafvoeren van zware metalen naar het oppervlaktewatersysteem afgeleid.Dit wordt met een aangepaste versie van het langjarige stationaire model door te rekenen. Dit heeft drie belangrijke voordelen:

1. de resultaten van het dynamische model zijn direct te vergelijken met het stationaire model

2. de resultaten van het dynamische model kunnen ook gebruikt worden voor inter-pretatie van de resultaten van het langjarig model.

3. de inspanning die gestoken is in de ontwikkeling van het langjarig model wordt optimaal benut

De dynamische berekening wordt uitgevoerd op een deelstroomgebied in Nederland. Deze berekening geeft inzicht in de dynamische belasting van het oppervlaktewater.

7

3 Gegevens voor de modelinput

3.1 Informatie betreffende diffuse bronnen van Cd en Zn

Ten aanzien van de historische en actuele diffuse bodembelasting met cadmium en zink zijn de volgende bronnen te identificeren: Historische en actuele atmosferische depositie Belasting landbouwgronden door gebruik van dierlijke mest en kunstmest

Historische en actuele atmosferische depositieDe huidige bodem- en grondwaterconcentraties in het projectgebied zijn voor een belangrijk deel het gevolg van historische depositie. Voor het model is deze informatie van groot belang. Voor de invoer in het model zijn vlakdekkende gegevens nodig over het verloop van de historische en actuele atmosferische depositie.

Om de gebiedsdekkende historische depositie van Cd en Zn te bepalen, volgen we de volgende aanpak: reconstructie van de depositie op basis van bestaande metingen in onverstoorde bo-dems

en sedimentkernen en emissie schattingen van de bedrijven; extrapolatie naar gebiedsdekkende depositie op basis van relaties tussen afstand tot de

bron en bodemconcentraties.

Dit onderdeel bevat de inventarisatie van basisgegevens over de historische en actuele atmosferische depositie. In Fase 2 van het project worden deze omgewerkt naar gebiedsdekkende kaarten.

Gegevens m.b.t. historische en actuele atmosferische depositie in het modelgebied zijn beschikbaar onder de vorm van schattingen op basis van historische informatie m.b.t. emissie door de bedrijven vanaf het begin van de bedrijfsvoering (1890) (o.a. LISEC) in combinatie met metingen in onverstoorde bodemprofielen (Seuntjens, 2000, Wilkens, 1995). Tot aan het moment dat van thermische zinkproductie overgestapt werd naar elektrolytische zinkproductie kan het verloop van de atmosferische depositie in de tijd gelijk gesteld worden aan de zinkproductie in de fabrieken. Vanaf de oprichting van de fabriek in Budel is de jaarlijkse zinkproductie bekend en weergegeven in Error: Reference source not found1 (Van der Blom en Donkers, 1992). Van de fabrieken in België zijn vergelijkbare productiereeksen beschikbaar.

8

Zinkproductie Budel

0

10000

20000

30000

40000

50000

60000

1893

1897

1901

1905

1909

1913

1917

1921

1925

1929

1933

1937

1941

1945

1949

1953

1957

1961

1965

1969

1973

ton

zink

Figuur 3.2: Jaarlijkse zinkproductie in Budel vanaf oprichting fabriek tot de stopzetting van het thermisch bedrijf (Van der Blom & Donkers, 1992)

Om deze gegevens te extrapoleren naar een gebiedsdekkende depositie wordt er gebruik gemaakt van de afstandsrelaties afgeleid door Mohammadi (1997). In deze studie is een verband gelegd tussen de bodemconcentraties in de bovenste horizont in de omgeving van de zinkfabrieken en de afstand tot fabriek. Er zijn vier relaties afgeleid afhankelijk van de windrichting. De relaties zijn gegeven in Figuur 3.2. Daarnaast zijn er in het gebied zijn er een aantal locaties waar de historische atmosferische depositie al is afgeleid uit gemeten gehaltes in sedimentkernen (Sonke & Hoogewerff 2002).

Relatie afstand-concentratie

05

10152025303540

0 2000 4000 6000 8000 10000

Afstand tot bron (m)

Cd (m

g/kg

) Low (281°-336°)

Relat. Low (79°-169°)

Medium (169°-281°)

High (336°-79°)

Figuur 3.3: Relatie tussen concentratie Cd in de bodem en afstand tot de dichtstbijzijnde fabriek voor verschillende windrichtingen (naar Mohammadi, 1997).

Vanaf 1975 is de depositie niet meer verhoogd door de zinkfabrieken en worden regionale cijfers over de depositie van zware metalen gebruik. Deze gegevens zijn aanwezig onder de vorm van metingen in neerslagkruiken van de overheid en de industrie vanaf het begin van de jaren 80 tot heden (Werkgroep Zware Metalen Subwerkgroep Lucht , VMM rapporten, gegevens Umicore) in Vlaanderen en KNMI in Nederland). In de afgelopen 30 jaar is de regionale depositie van cadmium en zink als gevolg van tal van milieumaatregelen duidelijk afgenomen.

9

TNO heeft een inventarisatie gemaakt van de regionale zware metalen depositie vanaf 1975 (Van Vliet et al., 2006). Hiervoor is gemaakt van regenwaterkwaliteitsmetingen van de KNMI-meetstations bijvoorbeeld De Bilt, Vredepeel, Eindhoven en Gilze-Rijen, die vanaf 1981 worden uitgevoerd (KNMI, RIVM, 1981-2000). TNO heeft een methodiek ontwikkeld en toegepast om de historische atmosferische depositie af te leiden uit zware metalen gehaltes in sedimentkernen gestoken in vennen op ondiepe plassen (Walraven, 2003). en Figuur 3.5 geven de depositie van Cd en Zn in De Bilt, Vredepeel, Eindhoven en GilzeRijen in de periode 1980-2001. Ook zijn voor Cd, Cu en Pb de gehaltes in de sedimentkernen opgenomen (Vechten nabij Utrecht). Het verloop sinds 1981 in regenwatersamenstelling en sedimentgehalte is sterk gelijk. De depositie van zware metalen voor 1980 kan geëxtrapoleerd worden uit de sedimentgehalten. In de figuren is een ‘model’ voor depositie van cadmium en zink. Hiervoor is een lijn door de puntenwolk getrokken. Omdat de sedimentkernen niet op Zn is geanalyseerd, heeft het model voor dit metalen voor 1980 eigenlijk geen betekenis. In de figuren zijn ook de VMM-metingen toegevoegd die uitgevoerd zijn in het kader van de meetcampagne van zware metalen in neervallend stof in zes natuurgebieden (VMM, 2003; VMM, 2004; VMM, 2005). Voor Cd komen de waarden zeer goed overeen met de waarde voorspeld door het model. Voor Zn is de overeenkomst minder goed maar nog steeds voldoende om het model te gebruiken om de regionale depositie vanaf 1980 te berekenen. geeft een overzicht van gerapporteerd metalen depositie in verschillende jaren uit verschillende literatuurbronnen. Te zien is dat deze goed overeenkomen met het depositiemodel voor cadmium en zink na 1975.

Tabel 3.1 Depositie zware metalen

depositie Cu Zn Pb Cd Ni bronjaar gr.ha.jr-1 gr.ha.jr-1 gr.ha.jr-1 gr.ha.jr-1 gr.ha.jr-1

1995 25 37 0,5 31991 25,6 156 33,1 1,3 11990 30,6 149 61 1,72 7,18 21982 22 156 102 2,6 14 4

1) Aben, J., E. Schokken & M. Schutten (1992) Environmental diagnosis 1991, Part II: Air quality (In Dutch). RIVM report 724801004

2) Coppoolse J, Bentum F van, Schwartz MJC, Annema JA, Quarles van Ufford CHA (1993) Zware metalen in oppervlaktewater, bronnen

en maatregelen. SPEED-document zware metalen RIVM Rapport 773003001

3) RIVM (1996) Achtergronden bij: Milieubalans 95. RIVM Rapport 251701023

4) van Jaarsveld, J.A., R.M. van Aalst, D. Onderlinden (1986) Deposition of metals from the atmosphere into the North Sea: model

calculations. RIVM report no. 842015002, RIVM, Bilthoven, The Netherlands.

10

Historische depositie van Cd

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

4,5

5,0

1970 1975 1980 1985 1990 1995 2000 2005 2010

Jaar

Cd-

depo

sitie

(gr/h

a)

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

1,2

1,4

1,6

1,8

2,0

Cd-

geha

lte in

slib

laag

(mg/

kg)

De Bilt Vredepeel model GilzeRijenEindhoven Tielt-Winge Gent MechelenKoksijde Kapellen Maasmechelen Fort VechtenPlas Vechten

Figuur 3.4:Regionale depositie van Cadmium (zonder locale invloed van zinksmelterijen)

Historische depositie van Zn

0

50

100

150

200

250

300

350

400

450

1970 1975 1980 1985 1990 1995 2000 2005 2010Jaar

Zn-d

epos

itie

(gr/h

a)

model De Bilt Vredepeel GilzeRijenEindhoven De Bilt Mechelen GentKoksijde Kapellen Maasmechelen Tielt-Winge

Figuur 3.5: Regionale depositie van Zink (zonder locate invloed van zinksmelterijen)

Belasting van landbouwgronden door gebruik van dierlijke mest en kunstmestNaast nutriënten worden in de landbouw met veevoer, (kunst)mest en gewasbeschermingmiddelen een diversiteit aan zware metalen aangevoerd. Voorbeelden daarvan zijn koper, cadmium, zink, chroom, nikkel, kwik en lood. Met name voor koper en zink is de bruto belasting van landbouwgronden veel hoger dan de gewasopname. Voor het Vlaamse deelgebied is de geografische informatie over de bemesting van landbouwgronden voor diverse teelten beschikbaar bij de Mestbank. Elke landbouwer is verplicht een jaarlijkse aangifte te doen van het teeltplan per perceel van zijn bedrijf en van de geproduceerde en toegepaste mest. Informatie over de gehalten van zware metalen in

11

meststoffen betrekken we uit o.a. de databank van het AROMIS-project (Assessment and reduction of heavy metal input into agro-ecosystems; Eckel et al., 2005), het Europese Risk Assessment Report voor Cd (Final Draft, 2003) en de BBT-studie Mestverwerking (Feyaerts et al., 2002). Deze informatie vertalen we naar een hoeveelheid Cd en Zn die gemiddeld wordt toegediend voor de verschillende teelten die voorkomen in het gebied. Op deze wijze kunnen we de toegediende hoeveelheid Cd en Zn koppelen aan het landgebruik, die vlakdekkend beschikbaar is in GIS formaat.Voor het Nederlandse deel van het studiegebied zijn er tijdreeksen de zware metalen belasting van landbouwgronden voor de periode 1950-2002 opgesteld. De resultaten hiervan zijn weergegeven in Error: Reference source not found. De belasting door aanvoer van mest is berekend door uit te gaan van de mestproductie per provincie of per landbouwgebied en de gehaltes hoofdelementen en sporenmetalen in verschillende soorten mest. Door de aanwezigheid van de intensieve veehouderij is de belasting van landbouwgronden met dierlijke mest in de Kempen duidelijk hoger. Van der Grift en Griffioen (2006) hebben op basis van gegevens over de mestwetgeving de toekomstige cadmium- en zinkbelasting van landbouwgronden worden berekend. De resultaten hiervan zijn weergegeven in Error: Reference source not found.

Voor het Vlaamse deelgebied worden dezelfde tijdsreeksen voor historische mesttoediening toegepast. De totaalgehaltes van toegepaste mest worden vergeleken met de gemeentelijke statistieken voor de regio beschikbaar bij de Mestbank en de curves worden eventueel herschaald.

Zink

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

2002

1999

1996

1993

1990

1987

1984

1981

1978

1975

1972

1969

1966

1963

1960

1957

1954

1951

jaar

Zn (g

r/ha/

jr)

mest kunstmest netto na gewasopname

Cadmium

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

3.0

3.5

4.0

4.5

5.0

2002

1999

1996

1993

1990

1987

1984

1981

1978

1975

1972

1969

1966

1963

1960

1957

1954

1951

jaar

Cd (g

r/ha/

jr)

mest kunstmest netto na gewasopname

Figuur 3.6: Belasting van landbouwgronden in het zuidelijk veehouderijgebied in Nederland door gebruik van dierlijke mest en kunstmest en de netto maaiveldbelasting door correctie voor gewasopname.

Figuur 3.7: Belasting landbouwgronden na invoering van het mestbeleid (Van der Grift en Griffioen, 2006)

depositie mest kunstmestoverige bronnen

gewas opname totaal

gr/ha/jr gr/ha/jr gr/ha/jr gr/ha/jr gr/ha/jr gr/ha/jrZink 33 717 27 86 288 575Cadmium 0.25 2.55 0.97 0.12 1.33 2.56

12

3.2 Informatie betreffende lijnen puntbronnen Cd en Zn

Ten aanzien van de lijn en puntbronnen zijn de volgende bronnen te identificeren: Zinkassenwegen; -erven en -depots Bronzones op sites zinkfabrieken

1.1.1 Zinkassenwegen en assendepots Op de eerste plaats baseren we de invoer van het model op inventarisaties van de aanwezigheid en de historiek van dergelijke zinkassen. In tweede instantie maken we gebruik van uitloogstudies en uitloogberekeningen op zinkassenmateriaal om de fluxen uit zinkassen naar het grondwater in te schatten.

De meest recente inventarisatie van de ligging van zinkassenwegen en depot in het projectgebied is opgenomen in de Kaartenatlas BeNeKempen.

Uitspoeling van cadmium en zink vanuit zinkassen naar het grondwater is een complex en zeer heterogeen proces. In de Meetronde Grondwaterkwaliteit de Kempen 2002/2003 (Van der Grift, 2004) zijn er direct naast de assenwegen in het freatisch grondwater cadmium- en zinkconcentraties onder de streefwaarde gemeten maar ook overschrijdingen van de interventiewaarde met een factor 4. Tegelijk zijn in vaste filters naast wegen die waarschijnlijk met zinkassen zijn verhard extreem hoge zinkconcentraties ronde de 30 mg/l aangetroffen. Ook de rapporten van de KU-Leuven (Van den Broeck & en Vandecasteele, 2000) en Tauw (Tauw, 198x) laten een zeer heterogeen beeld zien. Uit beide onderzoeken blijkt dat het grondwater onder invloed van de assenwegen matig tot sterk verontreinigd is met cadmium en zink. Er is geen duidelijk verband aangetoond met het type assenweg. In deze rapporten zijn resultaten van schudtesten met zinkassen gegeven. Voor cadmium worden getallen tussen de 0,1 en 0,001 mg/l liter gegeven. Voor zink worden getallen tussen de ongeveer 5 en 20 mg/l gegeven.

Voor de modelcellen die in een assendepot vallen krijgt de grondwateraanvulling voor het nulscenario gedurende de gehele rekenperiode van 1950 tot 2100 een extra cadmiumconcentratie van 0,05 mg/l, de zinkconcentratie in de grondwateraanvulling wordt verhoogd met 20 mg/l. Deze getallen zijn gekozen op basis van expert judgement waarbij gebruik is gemaakt van metingen. In trendmeetronde 2002 grondwaterkwaliteit de Kempen zijn bijvoorbeeld cadmiumconcentraties tot 0,065 mg/l en zinkconcentraties tot 33 mg/l gemeten. Voor de modelcellen waarin zinkassenwegen liggen is de totale uitspoeling in de modelcel uiteraard lager. Het oppervlak van een zinkassenweg in een modelcel is namelijk veel kleiner dan het oppervlak van een assendepot in een modelcel. Voor de modelcellen waarin zinkassenwegen voorkomen, wordt de grondwateraanvulling verhoogd met een vaste concentratie rekening houdend met de oppervlakte die de zinkassenweg inneemt in de oppervlakte van de modelcel. De extra concentratie naar het grondwater wordt geschat op basis van de gemeten gehaltes in het ondiepe grondwater of het poriënwater onder zinkassenwegen en de verhardingsgraad van de zinkassenwegen in de regio. In de berekeningen wordt er rekening gehouden met zinkassenwegen vanaf 1950.

1.1.2 Bronzones op sites (zinkfabrieken)

13

De verontreinigingspluim onder de zinkfabrieken brengen we in het model. Gemeten concentraties op en in de directe nabijheid van de fabrieksterreinen zijn hierbij het uit-gangspunt.

In het Vlaamse deel van de BeNeKempen regio zijn er 3 belangrijke bronzones van verontreiniging van deze aard aanwezig. Deze omvatten de sites van:

- Umicore Balen- Umicore Overpelt- Maatheide

In het Nederlandse deel is 1 bronzone aanwezig, de site van de zinkfabriek te Budel.

De bronzone van Reppel (arseen) laten we in de studie buiten beschouwing.

Een kort overzicht van de situatie per deelgebied wordt hieronder gegeven.

Site BalenTer hoogte van de UMICORE site te Balen werd reeds uitgebreid bodemonderzoek uit-gevoerd. Op basis daarvan is gebleken dat er in de toplaag (0-0,3 m-mv) op het productieterrein zelf de grond verontreinigd is met voornamelijk lood, cadmium en zink, en tevens, maar in mindere mate met arseen en koper. Van de metalen die de norm overschrijden (As, Cd, Cu, Pb, Ni en Zn), zijn arseen, cadmium, lood en zink de voornaamste in het ondiepe grondwater. As, Cd en Zn worden in concentraties boven de BSN aangetroffen tot op de (semi) scheidende (klei)laag. In de filters op een diepte van 50 – 60 m-mv worden de hoogste concentraties aan Zn opgemeten. Ter hoogte van de kalkarsenaatopslag bij het Kanaal (ten noorden van de spoorweg) wordt een verontreiniging met As en in mindere mate met Zn vastgesteld. Deze verontreinigingen zijn allen te wijten aan de verscheidene productie-eenheden en erts- en andere opslagplaatsen (o.a. slibbekkens) die, in de loop van jarenlange exploitatie, aanwezig waren op de site van UMICORE.

Site OverpeltTer hoogte van de UMICORE site te Overpelt werd reeds uitgebreid bodemonderzoek uitgevoerd. Op basis daarvan is gebleken dat er in de toplaag (0-0,3 m-mv) op het pro-ductieterrein zelf de grond verontreinigd is met voornamelijk koper, lood, cadmium en zink, en tevens, maar in mindere mate met arseen en kwik. Deze verontreiniging spreidt zich uit over de hele site, tot aan de perceelsgrenzen van het productieterrein. De toplaag maakt deel uit van een pakket aanvulgrond met diktes tussen 0,3 m in het zuidoosten tot 2,5 m in het noordwesten. De eigenlijke bodem onder de opvulmaterialen is slechts in beperkte mate verontreinigd. De kwaliteit van het grondwater onder het fabrieksterrein toont een grondwater verontreiniging aanwezig tot op grotere diepte (> 100 m) met As, Cd, Zn, sulfaten en bijkomend met Cu, Ni en Pb. Buiten de algemene verontreiniging zijn er een aantal puntverontrenigingen (zoals bvb. ter hoogte van de Eindergatloop). Specifiek voor deze site is de aanwezigheid van verschillende slibbekkens waardoor ook op deze locaties overschrijdingen van de normen voor meerdere metalen ruim overschreden worden (Cd, Ni en Zn, lokaal As).

MaatheideDe site “Maatheide” (voormalige GM-terrein) vormt een pollutiekern, met een zware verontreiniging aan Zn, Cd, Pb en Cu in de oppervlakkige puinlaag. De verontreiniging is niet gelijkmatig verdeeld daar bij de afbraak van de gebouwen van de voormalige

14

zinkfabriek puin, roosterassen en andere afvalproducten willekeurig over het terrein verspreid werden. Algemeen wordt dus een belangrijke diffuse verontreiniging door o.a. Zn en Cd op het terrein vastgesteld. Door o.a. het hergebruik van de industriële restproducten (assen en slakken verwerkt in wegfunderingen) zijn talrijke secundaire verontreinigingsbronnen ontstaan.Niet alleen de bodem is verontreinigd maar ook het ondiep grondwater is regionaal ver-ontreinigd met de zware metalen Zn en Cd. In de gemeente Lommel voldeed tijdens voorgaande onderzoeken de kwaliteit van de drinkwaterputten niet aan de toenmalige Cd-limietwaarde van 10 µg/l. In de kern van de voormalige fabrieksgebouwen worden tot op grote diepte hoge gehalten aan Zn en Cd aangetroffen.Ter hoogte van het voormalige GM-terrein werd een sanering uitgevoerd waarbij de bo-venste sterk verontreinigde grond is voor een groot deel weggenomen.

BudelOp het bedrijfsterrein van Budelco B.V. zijn verschillende milieutechnische onderzoeken uitgevoerd (MER, 1994). Uit deze onderzoeken is naar voren gekomen, dat het grondwater onder het bedrijfsterrein verontreinigd is met voornamelijk Zn, Cd, en sulfaat. De belangrijkste oorzaken daarvoor zijn de uitloging van kelderassen (toegepast als ophoogmateriaal) en de lekkage uit jarosietbekkens. Voor Zn en Cd zijn concentraties boven de interventiewaarde aangetoond tot een diepte van respectievelijk 33 en 25 m - mv. Sulfaat is in verhoogde concentraties aangetroffen tot 70 m - mv. Dichtheid gedreven stoftransport speelt hierbij waarschijnlijk een belangrijke rol.De hoogste concentraties zijn aangetoond op het westelijke terreingedeelte, waar de productieactiviteiten plaatsvinden en het terrein het meest is opgehoogd met kelderassen. Dit gebied kan worden gezien als het belangrijkste brongebied van de verontreinigingen. Van daaruit zijn verontreinigingen met het grondwater verplaatst in oostelijke richting, waarbij de diepte van voorkomen is toegenomen. Zo komen oostelijk van het fabriekscomplex de verhoogde concentraties voor op circa 40 m - mv. Maar ook ondiep (op circa 3 m –mv) worden op het oostelijke terreingedeelte hoge concentraties aangetoond. Deze verontreinigingen zijn, vrijwel zeker, niet afkomstig van het ‘brongebied’ op het westelijke terreingedeelte, maar uit een van de jarosietbekkens. Deze verontreinigingen zullen zich in noordelijke tot noordoostelijke richting verplaatsten met een snelheid van 15 a 25 meter per jaar. Er is een schatting gemaakt van de hoeveelheden verontreiniging onder de grondwater-spiegel (Budelco, GD, Tauw, Risico-evaluatie, 1993). Op basis van deze onderzoeken kan de hoeveelheid verontreinigd water onder het hele terrein worden geschat op 40 miljoen m3.Halverwege de jaren 90 is een Geohydrologisch Beheers Systeem (GBS) op het terrein operationeel geworden op de verspreiding van verontreinigd grondwater te stoppen. Ui-teraard wordt deze in het model meegenomen. De grondwaterverontreiniging binnen het GBS heeft geen invloed op de regionale grondwaterkwaliteit en belasting van het oppervlaktewater. Deze wordt daarom niet in het regionale grondwatermodel opgenomen.

3.3 Kwalitatieve informatie: bodem- en grondwaterkwaliteit

Voor de kwalitatieve informatie over bodem, grondwater, oppervlaktewater, onderwaterbodem werden in eerste instantie de gegevens, verzameld in het kader van de data inventarisatie voor de BeNeKempen regio, nagegaan.

15

Een samengevat overzicht van de bruikbare, door OVAM ter beschikking gestelde, informatie wordt hieronder gegeven. Deze gegevens vormen de basis van de data die in de verdere uitwerking van de studie gehanteerd zullen worden.

1.1.3 Access databestanden

“benekempen_aanvulling_nov2006.mdb”Bevat kwaliteitsdata (enkel Cd en Zn) voor Vlaanderen betreffende: grondwater (+/- 12900 meetpunten); bodem (+/- 10500 meetpunten), Oppervlaktewater (+/- 620 meetpunten) en onderwaterbodems (+/- 57 meetpunten). Daarnaast zijn er tevens data m.b.t. gewas analyses, oeverstalen en zwevend stof opgenomen in het bestand.

“milieu_data.mdb”Bevat kwaliteitsdata (Cd, Zn, Pb en As) voor Nederland betreffende: grondwater (+/- 650 meetpunten); bodem (+/- 4400 meetpunten) en onderwaterbodems (+/- 110 meetpunten)

“cd_zn2002.mdb”Bevat kwaliteitsdata (Ec, T°, pH, As, Cd, Ni, Zn) + grondwaterstanden van het VMM freatisch meetnet (in totaal 966 meetpunten).

Deze data zullen voornamelijk gebruikt worden bij de evaluatie van de resultaten van de modelstudie. Voor parametrisatie van het model zijn deze niet geschikt. De beschikbare data voor parametrisatie van de deelmodellen en wijze van bewerking tot modelinput is beschreven in hoofdstuk 4 van dit rapport

1.1.4 GIS kaarten Na verwerking van de digitale informatie die ter beschikking gesteld werd zijn voor het gebied BeNeKempen de volgende kaartbladen ter beschikking:

- Bodem: bestemming- Bodem: textuur- Bodem: humus- Grondgebruik- Hoogte- Natuur- Water (oppervalktewater)- Bodemkwaliteit: Cd- Bodemkwaliteit: Zn- Grondwaterkwaliteit ondiep: Cd- Grondwaterkwaliteit ondiep: Zn- Grondwaterkwaliteit diep: Cd- Grondwaterkwaliteit diep: Zn- Oppervlaktewaterkwaliteit: Cd- Oppervlaktewaterkwaliteit: Zn- Zinkassewegen

Deze GIS informatie zal gebruikt worden om de gegevens van het gebied visueel voor te stellen en om een aantal

16

1.1.5 Andere gegevens:

Hydrologische informatie (klimaat, onttrekking, waterlopen)Informatie met betrekking tot klimaat, onttrekkingen en waterlopen werd reeds verzameld in het kader van de ontwikkeling bestaande regionale grondwatermodellen aan beide zijden van de grens.

3.4 Bedreigde objecten

In het kader van de studie wordt onderscheid gemaakt tussen de volgende types bedreigde objecten: oppervlaktewater/oppervlaktewaterlichamen grondwateronttrekkingen diep grondwater grondwaterafhankelijke natuurgebieden

1.1.6 Oppervlaktewater / oppervlaktewaterlichamen Aan Vlaamse zijde betreft het het Netebekken, het Dommelbekken, en een deel van de Grensmaas. Aan Nederlandse zijde betreft het De Dommel en Kleine Dommel inclusief bovenlopen en de Tungelroysche Beek. Meer specifiek kunnen de volgende waterlopen als bedreigde objecten aangeduid worden.

- de Molse Nete (VL)- de Scheppelijke Nete (VL). - de Eindergatloop (VL) - de Dommel (VL en NL)- Warmbeek (VL) en Tongelreep (NL)- Run (NL)- Beekloop-Keersop (NL)- Grote Aa en bovenlopen Strijper Aa, Buulder Aa, Boschloop (NL)- Kleine Dommel met bovenlopen Sterkselse Aa en Oude Graaf (NL)- Tungelroysche Beek

1.1.7 Grondwateronttrekkingen Grondwateronttrekkingen voor menselijke consumpties en hoogwaardige industriële onttrekkingen ondieper dan 100 m-mv kunnen als bedreigd object worden gedefnieerd. Aan Nederlandse zijde betreft dit de winning van Brabant water (Luyksgestel en Budel). De Waterleidingmaatschappij Limburg heeft geen ondiepe winningen in het gebied. In het gebied zijn verder enkele bierbrouwerijen die als bedreigd object kunnen worden beschouwd.Aan Vlaamse zijde bevinden zich in het gebied een aantal belangrijke grondwaterwinningen met onttrekkingsdebiets groter dan 1.000.000 kubieke meter per jaar. Deze zullen we zeker in het kader van de modelstudie als bedreigde objecten in rekening brengen. Informatie over dergelijke winningen s ter beschikking via DOV Vlaanderen.

1.1.8 Diep grondwater Het diepe grondwater (> 30 m-mv) wordt als bedreigd object beschouwd. Dit zijn namelijk strategische grondwatervoorraden waarvan door de grote diepte en stromingsafstanden een verontreiniging nauwelijks meer terug valt te dringen. In principe is dit al het diepe grondwater dat in het modelgebied voorkomt.

17

In het Vlaamse deel van de Kempen werden de volgende grondwaterlichamen afgebakend:-Grondwaterlichamen van het Centraal Kempisch Systeem -Grondwaterlichamen van het Brulandkrijtsysteem

Aan Nederlandse zijde ligt het gebied geheel in het grondwaterlichaam Maas

1.1.9 Grondwaterafhankelijke natuurgebieden In het projectgebied komen er heel wat ecologisch waardevolle waterrijke natuurgebieden voor, waaronder grondwater(kwel)gebonden vegetaties, laagveenrelicten, soortenrijke, natte hooilanden, moerassen en broekbossen. Voorbeelden zijn onder andere De Zegge, het Zammels Broek en het Olens Broek, het Buitengoor-Meergoor (Mol), het Hagerven, de Malpie en het Roeventerpeel.

De ligging van natuurgebieden in Vlaanderen met grondwater-afhankelijke ecosystemen bepalen we door een combinatie van de geografische informatielaag van natuurgebieden (VEN-, Vogelrichtlijn- en Habitatrichtlijngebieden) met de Biologische Waarderingskaart (die aangeeft welk type natuur aanwezig is) en informatie uit de bekkenbeheerplannen. Op basis van de grondwaterstroombanen en in overleg met de begeleidingscommissie zullen we hieruit de bedreigde grondwaterafhankelijke natuurgebieden selecteren.In Nederland is de ligging van de waardevolle waterrijke natuurgebieden de provincie Noord-Brabant vastgelegd in de Groene Hoofdstructuur (GHS). De Provincie Limburg heeft dit gedaan in de Provinciale Ecologische Structuur (PES) en Ecohydrologische Atlas van Limburg.

18

4 Conceptuele modellen

De algemene benadering voor het langjarige gebieddekkende grondwatermodel is al beschreven in hoofdstuk 2. Een globaal conceptueel model is weergegeven in Figuur 2.1. De benadering komt er kort op neer dat het onverzadigde zone model input geeft aan verzadigde zone met verticale waterstroming. Het verzadigde zone model berekent verspreiding in grondwater en belasting van het oppervlaktewater op basis van “totale” belasting op het niveau van de (stationaire) grondwaterspiegel.

Figuur 4.8: Schematisatie van het langjarige gebieddekkende grondwatermodel

4.1 Onverzadigde zone

Voor de onverzadigde zone maken we een onderscheid tussen de berekening van de grondwateraanvulling en de uitspoeling van cadmium en zink. De grondwateraanvulling wordt volledig 2D berekend in een 50 bij 50 m raster. Voor het stoftransport bestaat de onverzadigde zone conceptueel uit een parallelle schikking van individuele ééndimensionale kolommen. Elke kolom is gekenmerkt door een combinatie van bodemeigenschappen (gelaagdheid, bodemkenmerken, diepte van de grondwater, …) en landgebruik (bos, natuur, landbouw, industrie, woonzone, …). De bodemeigenschappen in de kolom bepalen de vastleggingscapaciteit, terwijl de combinatie van bodemeigenschappen en landgebruik de infiltratie en waterstroming in het bodemprofiel beïnvloeden.

1.1.10 Grondwateraanvulling De grondwateraanvulling wordt berekend met de WetSpass-code, ontwikkeld aan de Vakgroep Hydrologie en Waterbouwkunde van de VUB (Batelaan en De Smedt, 2001). Hierbij wordt rekening gehouden met de topografie, de bodemtextuur, het landgebruik, de neerslag, de temperatuur en de oppervlakkige afstroming. De gemiddelde jaarlijkse grondwatervoeding wordt met dit model met een rastergrootte van 50 bij 50 meter berekend.

Onverz zone

Opp.water zone

Verz. zone zone

19

De werking van het model is als volgt. De kenmerken van een stroombekken of regio worden beschreven in een raster-GIS, zodat voor een regelmatig patroon van rastercellen de topografie, de bodemtextuur en landgebruiktype gekend zijn. De resolutie kan zeer klein zijn, hetgeen toelaat het gebied zeer gedetailleerd te beschrijven. Er worden GIS-kaarten van neerslag en potentiële verdamping ingevoerd en het model berekent in elke rastercel de oppervlakkige afstroming, de reële verdamping en de infiltratie in functie van de bodembedekking, de interceptie, de evaporatie en de bodemvochttoestand. Het model houdt rekening met de diverse landgebruiktypes. De digitale landgebruikgegevens zijn meestal afgeleid van satellietbeelden. Ook alle voorkomende bodemtexturen, overeenkomstig met de klassen van de Belgische bodemclassificatie kunnen ingebracht worden. Er is een vertaaltabel voor de Nederlandse bodemclassificatie naar de Belgische. Er dienen geen modelparameters gekalibreerd te worden. Alle parameters werden reeds vastgelegd in het model, waarbij de waarden ervan uit de literatuur en voorgaande studies komen. In het model wordt een bekken of regio opgedeeld in een regelmatig raster van rekencellen. Iedere cel kan op zijn beurt bestaan uit een begroeid, onbegroeid, verhard en open water gedeelte. Voor iedere rekencel wordt de waterbalans opgesteld, zoals schematisch is weergegeven in Figuur 3. In deze studie wordt de waterbalans berekend voor een zomerseizoen van april tot en met september en een winterseizoen van oktober tot en met maart. De resultaten worden daarna gesommeerd om jaarlijkse gemiddelden te bekomen.

Figuur 4.9: Schematische voorstelling van het WetSpass-model met aanduiding van de verschillende componenten in de waterbalans.

1.1.11 Opbouw bodemkolommen Op basis van de Aardewerk-databank voor Vlaanderen en de 1:50.000 digitale bodemkaart inclusief fysisch-chemische karakterisatie voor Nederland zijn de voorkomende bodemtypes in de regio, de dominante profielopbouw en de bodemeigenschappen (klei en organisch stofgehalte, pH) van deze horizonten opgelijst. Op basis van deze gegevens worden ‘typische’ twee-lagige bodemprofielen opgesteld waarin het stoftransport berekend wordt. Om de bodemeigenschappen te vertalen naar modelparameters wordt er gebruik gemaakt

20

van de transferrelaties voor de Kf en de bioconcentratiefactoren (BCF) opgesteld door Alterra.

1.1.12 Modelberekening Voor het modelgebied worden de verschillend voorkomende combinaties van landgebruik, bodemtype en depositie bepaald. Voor deze combinaties wordt de uitspoeling van Cd en Zn naar het grondwater berekend rekening houdend met de aanwezigheid van zinkassenwegen, de grondwaterdiepte en de infiltratie (beschikbaar uit de studie ‘Opbouw van een Vlaams Grondwatervoedingsmodel’, VUB, 2004).

C = C ie - (k p+ kl ) t+ I /(k p+ k l)* (1 -e -(k p+ k l) t)

k p= f(B C F )

k l= f(K d ,1)

N A TU U R , B OS LA N D B O U W G RO N D

d ep o si tie d e po s itieb e m es tin g

ho r izo n tA , B , E

h o riz on tB C, C

p lo eg la a g3 0 c m

K d,1

K d,2 K d,2

Figuur 4.1: Schematische weergave van de 1D-berekeningen voor de onverzadigde zone.

De berekening is enigszins verschillend voor landbouwgrond en voor ander landgebruik (natuur, bos) (zie Figuur 4.1). Voor natuur en bos wordt het transport van Cd en Zn doorheen de bodemkolom berekend met Hydrus-1D (Simunek et al., 2001) met de atmosferische depositie en infiltratie als bovenste randvoorwaarde. Voor landbouwgrond wordt er een volledige menging in de ploeglaag verondersteld waarbij de concentratie functie is van de aanvoer (door depositie en bemesting) en een verdwijnconstante. De verdwijnconstante is op zijn beurt functie van de BCF (term plantopname) en de Kf van de bodem (uitspoelingsterm) (voor een volledige beschrijving zie Seuntjens et al., 2006). Deze berekende concentratie vormt de bovenste randvoorwaarde voor de berekening in Hydrus-1D.

De te modelleren periode voor het onverzadigde zone model begint in 1880, het tijdstip van vestiging van de zinkfabrieken in de Kempen en loopt door tot minimaal 2100. Het resultaat van deze modellering is een concentratie en stofflux op het niveau van de grondwaterspiegel in de periode 1880-2100 per tijdstap van circa 5 jaar. Deze dient als bovenste randvoorwaarde voor transport in de verzadigde zone. De verdunning in de bovenste meter grondwater als gevolg van kwelfluxen wordt berekend in het grondwatermodel. Op basis van de resultaten van de historische modellering (1950-2005) kunnen de gemeten concentraties en de door het model voorspelde concentraties in de bovenste meter grondwater vergeleken worden.

21

1.1.13 Bepaling van metaalflux uit modelcel Voor elke modelcel wordt de uitloging van Cd en Zn naar het grondwater berekend als de gewogen som van de fluxen die uitlogen uit elk van de combinaties van bodemtype, landgebruik, depositie, infiltratie en grondwaterdiepte die voorkomen in de modelcel. Indien er zinkassenwegen zijn binnen de modelcel, wordt er een extra vracht naar het grondwater bijgeteld relatief naar het aandeel van de zinkassenwegen in de oppervlakte van de modelcel.

4.2 Stromingsmodel verzadigde zone

Zoals ook in de offerte was aangegeven zal de verzadigde zone worden gemodelleerd met het grondwatermodel MODFLOW. Deze keuze was o.a. ingegeven door het feit dat de modellen die de basis zullen vormen voor het nieuw te ontwikkelen BeNeKempenmodel (de VGM modellen en het Limburgmodel) ook MODFLOW-modellen zijn. Hieronder wordt verder gespecificeerd hoe het nieuwe MODFLOW-model tot stand gebracht zal worden.

1.1.14 Ondergrondmodel In opdracht van OVAM is een 3D hydrolgeologische kartering voor het BeNeKempen projectgebied opgesteld (Soresma, 2007). Dit lagemodel heeft het detailniveau van de Vlaamse HCOV classificatie. Hierdoor is de schematisatie van hydrogeologische opbouw aan Nederlandse zijde is minder gedetailleerd dan in het bestaande REGIS II ondergrondmodel aanwezig is. Voor de Nederlandse provincie Limburg was de hydrogeologische kartering volgens REGIS II op moment van uitvoering van de opdracht nog niet gereed. De kartering voor de provincie Limburg is daarom uitgevoerd op basis van de beschikbare gegevens uit de Vlaamse dataset en de aanpalende Nederlandse provincie. De schematisatie van het Soresma ondergrondmodel is met name voor de ondiepe ondergrond tot zo’n 40 m-mv niet optimaal voor uitvoering van transportberekeningen. Stroombanen en waterfluxen worden namelijk gestuurd door variatie in doorlatendheden als gevolg van de aan- of afwezigheid van klei- en leemlagen. Deze zijn niet als afzonderlijke lagen opgenomen. Verschillende lithologisch lagen in de Formaties van Boxtel, Beegden, Sterksel en de bovenste zandlaag van de Fromatie van Stramproy zijn in het Soresma model samengenomen tot één aquifer. Het effect van het niet meenemen van deze ondiepe geologie om de transportberekeningen kan op voorhand echter niet worden gekwantificeerd. Binnen het huidige project is het niet wenselijk om nadere detaillering in het lagenmodel aan te brengen. Wanneer wordt uitgegaan van de bestaande digitaal beschikbare ondergrondmodellen (REGIS II en HCOV) is het namelijk alleen maar mogelijk om detaillering in Nederland aan te brengen. Hierdoor ontstaat een verschillend modelconcept aan beide zijden van de grens. In feite kan een eenduidig gedetailleerd 3D geohydrologisch model voor de ondiepe ondergrond alleen worden gemaakt op basis van boorgegevens aan beide zijden van de grens. Dit is een serieuze inspanning. Algemeen wordt aangenomen dat de informatie die in het hydrogeologische ondergrondmodel van Soresma samengebracht is van een voldoende kwaliteit is zodat deze voor de modelstudie van de verzadigde zone kan gehanteerd worden. Het model wordt zodanig opgezet dat een latere detaillering van de ondergrond altijd mogelijk is.

1.1.15 Modelgrenzen en randvoorwaarden

22

Modelgrenzen in het horizontale vlakHet interessegebied van het te bouwen Benekempenmodel is aangegeven met de rode stippellijn in Figuur 2.1. De vorm van dit interessegebied is gebaseerd op de verspreiding van de verontreiniging als gevolg van atmosferische emissie en depositie. Dit is in feit het gebied waar verhoogde gehaltes Cd en Zn in de bodem zijn aangetroffen die het gevolg zijn van de zinkfabrieken.Bij het bepalen van de modelgrenzen is het belangrijk het doel en het toekomstige gebruik van het model in ogenschouw te nemen. De randvoorwaarden van het model worden namelijk uit het bestaande Limburgmodel en het VGM gehaald. De invloedsgebieden (wat betreft stijghoogten) van ingrepen/maatregelen/veranderingen die wel in het nieuwe model meegenomen gaan worden maar niet verdisconteerd zijn in de vaste randvoorwaarden uit het Limburgmodel of het VGM mogen de randen niet bereiken. Als dat wel gebeurt betekent dat namelijk dat de randen ook de modellering van (het effect van) de ingrepen/maatregelen/veranderingen beïnvloeden, iets wat natuurlijk voorkomen moet worden.

In de offerte wordt gesproken over vier door te rekenen scenario’s: de autonome ontwikkelingen in het gebied, het huidige programma van de ABdK, het Vlaams Actieplan Cadmium en een combinatie van de Nederlandse en Vlaamse programma’s.

Wat betreft de autonome ontwikkelingen liggen er veranderingen in het verschiet in zowel het waterbeheer, het landgebruik en het klimaat. In het waterbeheer zijn maatregelen te verwachten als veranderd peilbeheer, het verhogen van slootbodems, het dempen van sloten en reductie van onttrekkingen. De eerste drie daarvan zullen een tamelijk lokaal effect hebben op het stijghoogteveld, met name doordat ze ingrijpen rond het freatisch niveau waardoor het ontwateringsysteem in de omgeving van de maatregelen dit effect snel met de afstand zal attenueren. Onttrekkingen daarentegen bevinden zich doorgaans dieper in het grondwatersysteem, en afhankelijk van de sterkte van de debietverandering en de plaatselijke geohydrologische situatie kan een wijziging in de onttrekking een wat grotere invloedssfeer hebben.Wat betreft het landgebruik zijn, als het gaat om de beïnvloeding van de hydrologie, voornamelijk de omzetting van landbouwgebieden naar natuurgebieden (verminderde ontwatering en verminderde infiltratie) en nieuwe bebouwing (verminderde infiltratie) van belang. Beide ontwikkelingen zijn echter vrij lokaal van karakter en grijpen ook weer met name in rond het freatisch niveau, en zullen daarom geen grote uitstraling naar de omgeving hebben.Van de klimaatverandering worden zachtere en nattere winters verwacht en drogere en hetere zomers. Omdat in het BeneKempen model gerekend wordt met langjarige gemiddelden (stationair model) zullen de veranderingen in grondwateraanvulling in het ene seizoen grotendeels gecompenseerd worden door de veranderingen in het andere seizoen en zal het netto effect op de stijghoogten op de randen van het model gering zijn.

Het ABdK-programma bestaat hoofdzakelijk uit het verwijderen van verwijderbare vracht door het afgraven van zinkassen, verontreinigde grond en verontreinigd slib. De invloed van deze maatregelen op stijghoogten zal hooguit zeer lokaal zijn.

In het Vlaams Actieplan wordt ook gesproken over het beheersen van verontreinigingspluimen middels grondwateronttrekkingen. Dergelijke onttrekkingen hebben vaak een groter invloedsgebied (zie hierboven). De verontreinigingspluimen, te verwachten op de locaties van de zinkfabrieken (zie

23

Figuur 4.10), bevinden zich echter, op één na, de fabriek in Balen, alle diep in het interessegebied. Uitstraling van deze onttrekkingen naar de randen is dan ook niet te verwachten. De te verwachten grondwaterbeheersing op de locatie van de zinkfabriek die zich op de rand van het interessegebied bevond (zie Figuur 4.10) kan een reden zijn de westgrens van het modelgebied met enkele kilometers westwaarts te verschuiven.

Figuur 4.10. Grenzen bestaande regionale stromingsmodellen en het voorgenomen BeNeKempen grondwatermodel

Samengevat kan gesteld worden dat er geen maatregelen verwacht worden en dus ook niet gemodelleerd zullen worden die een grote uitstraling buiten het interessegebied hebben. Een uitzondering hierop is, naast wellicht bepaalde onttrekkingsreducties, de mogelijke beheersing van de verontreinigingspluim op de locatie van de meest westelijke zinkfabriek (Balen). Deze twee constateringen combinerend is het de verwachting dat de (globale) noordelijke, oostelijke en zuidelijke modelgrens zoals aangegeven in Figuur 2 van de offerte voldoende ver van het interessegebied verwijderd zijn om randeffecten te voorkomen. Voor de zekerheid zal de westgrens nog 5 kilometer westwaarts verplaatst worden.

De keuze van het blauwe vlak in Figuur 4.10 plus een additionele strook van 5 km breed aan de westkant van dit vlak als modelgebied betekent dat vier bestaande grondwatermodellen het gebied van het nieuw te vormen model overlappen: de Vlaamse Grondwater Modellen (VGM) Kempen en Maas die door VU Brussel zijn ontwikkeld, het Waterdoelenmodel en het Limburgmodel. In de offerte werd het Waterdoelenmodel nog gezien als één van de bouwstenen van het BeneKempenmodel. Uit Figuur 4.10 blijkt echter dat het gedetailleerdere Limburgmodel en de Vlaamse grondwatermodellen samen al het gehele

24

BeneKempen-modelgebied overlappen. Het Waterdoelenmodel, dat in de offerte nog wel genoemd werd als één van de bouwstenen van het nieuwe model, zal dus niet direct gebruikt worden in de modelbouw. Overigens wel indirect, omdat bij de bouw van het Limburgmodel intensief gebruikt gemaakt van gegevens uit het Waterdoelenmodel.

Modelgrenzen in de verticaalIn eerste instantie wordt er voor gekozen de ondergrens van het OVAM ondergrondmodel over te nemen in het BeneKempen ondergrondmodel. Dit wordt deels ingegeven door het feit dat er geen enkele scheidende laag aan te wijzen is die het hele projectgebied beslaat en daardoor als ondergrens genomen kan worden.Voor de ondergrens worden dan vaste randvoorwaarden (fluxen) gedefinieerd die afkomstig zijn uit het stationaire Limburg en VGM model.In een later stadium (nadat de eerste transportberekeningen zijn uitgevoerd) kan de ondergrens eventueel verhoogd worden (lees: er kunnen modellagen verwijderd worden) op basis van de berekende verspreiding van de verontreiniging in de verticaal. De randvoorwaarden voor de nieuwe ondergrens kunnen dan gehaald worden uit de modelrun met de diepere ondergrens.

1.1.16 Modeldiscretisatie Voor modeldiscretisatie geldt in principe “hoe fijner hoe beter” zolang de databeschikbaarheid de verfijning maar rechtvaardigt en zolang de rekentijden maar acceptabel blijven. Gezien het grote belang van het topsysteem in dit vraagstuk en de grote rol die het ontwateringssyteem speelt bij het transport van zware metalen in dit topsysteem, geldt voor de huidige studie inderdaad “hoe fijner hoe beter” omdat het ontwateringssysteem dankzij remote sensing technieken tot in detail bekend is en dus een verregaande discretisatie gerechtvaardigd is. Rest ons dus de rekentijden als beperkende factor. Hieronder wordt een inschatting gemaakt van de rekentijden voor verschillende discretisatieniveau’s. Daarbij wordt gebruik gemaakt van ervaringen met modellen van een soortgelijke opbouw (MODFLOW-MT3D), specifiek het Stromonmodel. Allereerst wordt echter bekeken hoeveel lagen er ongeveer nodig zullen zijn in het model.

Verticale discretisatieDe discretisatie die aangebracht wordt in de verticaal moet zodanig zijn dat het numerieke oplossingsschema stabiel is en de numerieke dispersie binnen de perken gehouden wordt. Daartoe moet ervoor gezorgd worden dat stoffen op basis van advectiesnelheden niet verder dan 1 celbreedte/dikte vervoerd worden binnen 1 tijdsstap (omdat de concentraties in een cel in het numerieke schema alleen afhankelijk zijn van de buurcellen) en bovendien dat concentratieveranderingen in te hoge mate voor het reactieve transport uitlopen (numerieke dispersie). De eerste voorwaarde stelt bij een bepaalde tijdsstapgrootte een ondergrens voor de laagdikte. De tweede voorwaarde stelt een bovengrens. Uit testberekeningen uitgevoerd door TNO en uit ervaringen in soortgelijke modelstudies blijkt dat goede resultaten verkregen worden indien het bovenste deel van het topsysteem onderverdeeld wordt in lagen van ongeveer 2 meter terwijl helemaal bovenin een toplaagje wordt aangebracht van 0.5m. Hoe dieper in het systeem, hoe dikker de lagen kunnen zijn omdat de verticale component van de grondwaterstroming dan steeds minder belangrijk wordt en numerieke dispersie in de verticaal daardoor automatisch afneemt. Voor de huidige studie wordt voorgesteld een verticale discretisatie aan te houden die vergelijkbaar is met de verticale

25

discretisatie zoals toegepast in soortgelijke studies is gebeurd (Stromonmodel (Heerdink et al., in voorbereiding), Kempenmodel (Van der Grift et al., 2004), Figuur 4.11).

We stellen de volgende sequentie van lagen voor:1*0.5m+1*1m+5*2m+4*3m+3*5m+2*10m+x*50m waarbij x = 1-4)De x lagen van 50 meter zijn lagen die eventueel in een later stadium nog van het model afgehaald kunnen worden als blijkt dat deze geen rol spelen in het stoftransport.Dit komt neer op 17 tot 20 lagen, afhankelijk van x. Dit is vergelijkbaar met het Stromonmodel (17 lagen). Deze laatste opmerking is van belang voor het schatten van de rekentijden, zoals besproken in de volgende sectie.

Bij het aanbrengen van deze verticale discretisatie in het model wordt het ondergrondmodel, dat is aangeleverd door SORESMA, dus als het ware opgeknipt in lagen welke een constante dikte hebben over het gehele modelgebied en waarvan de boven- en ondergrens steeds een constante afstand hebben tot het maaiveld. Bij dit opknippen. De parameterisatie van de lagen die op deze manier ontstaan wordt steeds berekend vanuit de relatieve bijdrage van de oorspronkelijke SORESMA-lagen aan de nieuwe lagen (zie Figuur 4.11).

Figuur 4.11: Verticale schematisatie van het transportmodel. De zwarte lijnen geven de formatiegrenzen van het ondergrondmodel aan. De gele, groene en bruine lagen geven de verschillende modellagen aan. Het roze gedeelte is een ondoorlatende laag en doet niet mee in het transportmodel.

Horizontale discretisatieHet globale modelgebied aangegeven in Figuur 2 van de offerte, waarvan we hierboven hebben besloten het ongeveer aan te houden, heeft een afmeting van ongeveer 60 x 40 km. Hieronder wordt in een tabel voor verschillende horizontale discretisatieniveaus de verwachte rekentijd gegeven wanneer geëxtrapoleerd wordt vanuit het Stromonmodel. Het Stromonmodel kost ongeveer 10 uur voor een modelrun waarin een scenario wordt doorberekend van het jaar 2005 tot 2100.

Horizontale Aantal cellen Vermenigvuldigingsfactor Verwachte rekentijd

26

Discretisatie aantal cellen t.o.v. Stromon voor run 2005-2100250 x 250m 652.800 0.52 5 uur125 x 125m 2.611.200 2.08 21 uur100 x 100m 4.080.000 3.26 33 uur

Een verwachte rekentijd iets meer dan 30 uur (in de 100x100m optie) wordt voor het doorrekenen van een volledig scenario nog wel acceptabel geacht, zeker met het oog op de detailwinst die ermee verkregen wordt. Er wordt daarom geopteerd voor het horizontale discretisatieniveau van 100 x 100m.

1.1.17 Herparameterisatie Topsysteem TNO beschikt voor het Nederlandse deel van het modelgebied over de gegevens en de techniek om op een snelle manier tot een sterk verbeterde parameterisatie te komen het topsysteem. Voor een horizontaal discretisatieniveau van 100 x 100m en voor laagjes van 1m dik kunnen op basis van gemeten en vervolgens geïnterpoleerde percentages zand, klei en veen nieuwe doorlatendheids- en weerstandsgegevens gegenereerd worden. Deze gegevens kunnen vervolgens geaggregeerd worden over de laagdiktes in het model. Op deze manier kunnen we voor een aantal modellagen naar keuze de SORESMA-schematisatie en –parameterisatie relatief snel en eenvoudig vervangen door sterk verfijndere parameterisatie. Deze verdere detaillering wordt zinvol geacht vanwege het grote belang van een goede parameterisatie van met name het topsysteem voor een betrouwbare modellering van het stoftransport.

1.1.18 Bouw van de MODFLOW-modules Zoals gezegd wordt voor de bouw van het BeNeKempenmodel gebruik gemaakt van het Limburgmodel en de VGM-modellen. Deze aanpak betekent dat we de MODFLOW-modules (neerslag en verdamping, ontwatering door beken, sloten en drainage, grondwater onttrekkingen van deze modellen moeten combineren. Aangezien het Limburgmodel een horizontale discretisatie heeft van 25 x 25m, moeten de modules van dat model opgeschaald worden. De VGM modellen hebben een horizontale discretisatie van 250 x 250m, en de modules van deze pakketten moeten daarom neergeschaald worden. Hieronder wordt per MODFLOW-module globaal beschreven hoe de uit de verschillende basismodellen beschikbare informatie gecombineerd zal gaan worden t.b.v. het BeNeKempenmodel.

Onttrekkingen: Voor het Limburgmodel zijn voor alle onttrekkingen de coördinaten, diepte, filterlengte en debieten bekend. Voor de VGM modellen zijn in ieder geval de coördinaten, de HCOV code van de laag waarin de winningen zich bevinden en de gegunde en effectieve debieten. Wellicht komen ook nog de exacte dieptes en filterlengtes beschikbaar.Op basis van de diepte van de winningen en de filterlengtes (indien bekend) worden de winningen toegekend aan een laag van het BeNeKempenmodel. Aangezien de coördinaten van de winningen bekend zijn kunnen ze eenvoudig worden toegekend aan een bepaalde kolom en rij in het 100 x 100m grid.

Waterlopen: Het Limburgmodel bevat een waterlopenmodule waarin de waterlopen met een 25 x 25m resolutie zijn ingebracht. Voor de VGM modellen is dit op 250 x 250m gebeurd. Ook kunnen ArcGIS shapefiles van de waterlopen met waterpeil,

27

waterhoogte, breedte, en dikte en doorlatendheid van het sediment aangeleverd worden voor de VGM gebieden (het betreft hier grotendeels schattingen).De waterlopenmodule van het Limburgmodel kan eenvoudig worden opgeschaald naar 100 x 100 meter. Het terugschalen van de waterlopenmodulen van de VGM-modellen is minder geschikt, omdat waterlopen bij directe projectie lateraal over meerdere cellen “uitgesmeerd” worden terwijl het waterlopenbestand veel gedetailleerder beschikbaar is in de vorm van ArcGIS shapefiles. Daarom zal, voor het modelgebied dat niet binnen het Limburgmodel valt, een nieuwe discretisatie van de waterlopen naar de 100 x 100m resolutie uitgevoerd worden op basis van de ArcGIS shapefiles.

Drainage: Het Limburgmodel voorziet in een drainagemodule op een resolutie van 25 x 25m. Vanuit de VGM-modellen is de drainagemodule beschikbaar voor een resolutie van 250 x 250m. Bovendien kunnen ArcGis shapefiles van de drainagediepten aangeleverd worden, alsmede een rasterbestand van de worteldiepte model met een resolutie van 50 m. De laatste kan als alternatief dienen voor het inschatten van drainagedieptes.De drainagemodule van het Limburgmodel kan eenvoudig worden opgeschaald naar 100 x 100m. Wat betreft de neerschaling (vanuit de VGM-modellen) naar 100 x 100m vanaf 250 x 250m geldt voor drainage hetzelfde als voor de waterlopen: neerschaling resulteert in uitsmering van de drains over meerdere cellen terwijl de dimensies (in ieder geval de breedte) van een drain natuurlijk kleiner zijn dan die van de cel. Dit is echter alleen bezwaarlijk als de beschikbare informatie over de ligging van de drains gedetailleerder is, en dit is voor het gebied buiten het Limburgmodel niet het geval: er zijn geen ArcGis shapefiles van drainagesystemen beschikbaar. Dit rechtvaardigt het gebruik van de VGM-modules voor drainage. Voor de drainagedieptes zouden we wel wat meer detail kunnen inbouwen door gebruik te maken van het wortelzonediktebestand. Over deze optie moet nog verder nagedacht worden.

Grondwateraanvulling en verdamping: deze modules worden gevuld vanuit de onverzadigde zone-modellering (zie Sectie 3.1.1).

1.1.19 Modelcalibratie In principe worden alle lagen van het model gecalibreerd op de beschikbare stijghoogtemetingen. Het detailniveau van de calibratie (d.w.z. de ruimtelijk resolutie waarop parameteraanpassingen worden toegestaan) is afhankelijk van de informatie die a priori over het systeem beschikbaar is. Indien deze informatie bestaat uit een zonale inschatting zonder geostatistische informatie (varianties en correlatielengtes) (zoals de informatie uit het SORESMA-model en de additionele informatie verkrijgbaar uit het VGM model) kunnen de parameters alleen per zone aangepast worden. Daarvoor moeten dan nog wel inschattingen gemaakt worden van hoever de aanpassingen mogen afwijken van de a priori informatie. Indien er wel geostatistische informatie is (zoals voor het topsysteem van het Nederlandse deel te destilleren valt uit de basisgegevens voor de herparameterisatie van dit topsysteem (zie sectie 4.2.4) kunnen de parameters per gridcel aangepast worden. De mate waarin van de a priori informatie mag worden afgeweken tijden de calibratie wordt nu gegeven door de variantie van de parameters.

28

4.3 Stoftransport verzadigde zone

We nemen het stromingspatroon, zoals berekend met het verzadigde zone stromingsmodel, als basis voor de opzet van het grondwater transportmodel. De modelberekeningen worden uitgevoerd met het single-solute transportmodel MT3DMS (versie: 5, Zheng & Wang, 1999 en Zheng, 2006). Voor de zware metalen wordt MT3DMS in combinatie met het adsorptie model ISOTHERM gebruikt (Griffioen en Veenema, 1998). MT3DMS is een eindige-differentie modelcode voor advectief/dispersief grondwatertransport. MT3DMS bouwt voort op de veel gebruikte code MODFLOW (McDonald & Harbaugh, 1988).

De aanpak voor de ontwikkeling van het verzadigde zone stoftransportmodel wordt in de volgende paragraven beschreven.

1.1.20 Ontwikkeling stoftransportmodel voor fictieve conservatieve stof. De eerste stap in de ontwikkeling van een stoftransportmodel voor cadmium en zink is het opzetten van een model voor een fictieve en conservatief gedragende stof. Dit heeft twee doelstellingen:1. minimalisatie van de numerieke dispersie door optimalisatie van de rekenalgoritme.

Wanneer dit goede resultaten oplevert in termen van berekende concentratie-diepteprofielen en fluxen aan het oppervlaktewatersysteem en onttrekkingen is het model geschikt voor reactief stoftransport.

2. het verkrijgen van inzicht in de verblijftijden van het grondwater, de ouderdomsverdeling van het oppervlaktewater stofbelasting van het oppervlaktewater die gecorreleerd is aan de ouderdomsverdeling van dit water (Figuur 4.12).

29

Figuur 4.12: Een conceptueel model voor de oppervlaktewater belasting vanuit grondwater als functie van de ouderdomsverdeling van het oppervlaktewater

1.1.21 Inlezen fluxen uit onverzadigde zone model en inbouw van punten lijnbronnen. Uit het onverzadigde zone model wordt het tijdstip afgeleid wanneer er voor het eerst op relevante schaal uitspoeling vanuit de bodem naar het grondwater plaatsvindt. Dit is het startmoment van het langjarige stoftransportmodel voor de verzadigde zone. De uitspoeling vanuit zinkassenwegen en de grondwaterbelasting onder de fabrieksterreinen word ook in deze stap in het model gebracht.

1.1.22 Ontwikkeling reactief transportmodel Deze stap betreft de inbouw van geochemische processen in het transportmodel. Hiervoor is informatie nodig over de chemische eigenschappen van cadmium en zink (procesparameters) en de karakteristieken van de ondergrond (systeemkenmerken). Voor stoftransportberekening stellen we de verzadigde zone, net zoals de onverzadigde zone voor als een meerlagig medium waarvan de eigenschappen van de lagen kunnen wisselen in functie van organisch stofgehalte, mineralensamenstelling en bijgevolg bindingscapaciteit voor zware metalen. Op basis van geïnterpreteerde gegevens over de grondwatersamenstelling en de gehaltes reactieve bestanddelen in de ondergrond berekende het model per modelcel de chemische interactie van het opgeloste zware metaal met de grond.In de onderstaande paragraven wordt welke geochemische processen in de Kempische ondergrond op regionale schaal relevant zijn, hoe deze worden gemodelleerd en welke invoergegevens hiervoor benodigde zijn.

Reactief

transportmodel

procesparameters systeemkenmerken

Figuur 4.13:Een reactief transportmodel bestaat uit een combinatie van stofeigenschappen en kenmerken van de ondergrond

Geochemische processenDe geochemisch processen die de verspreiding van zware metalen in de ondergrond controleren worden onderverdeeld in sorptie, en oplos- en neerslag reacties. Bij sorptie kunnen we een onderscheid maken tussen kationuitwisseling aan kleimineralen, en sorptie aan organisch stof en Fe- en Al-oxiden. Voor oplos/neerslag reacties zijn met name het

30

oplossen en neerslaan van ijzersulfides van belang. Deze mineralen kunnen namelijk hoge gehalten aan zware metalen bevatten.

De geochemisch processen die de verspreiding van zware metalen in de verzadigde zone controleren worden onderverdeeld in sorptie- en oplos/neerslag reacties. Bij sorptie kunnen we een onderscheid maken tussen kationuitwisseling aan kleimineralen, en sorptie aan organisch stof en Fe- en Al-oxiden. Voor oplos/neerslag reacties zijn met name het oplossen en neerslaan van ijzersulfides van belang. Deze mineralen kunnen namelijk hoge gehalten aan zware metalen bevatten.

Voor de verzadigde zone is op basis van eerder onderzoek van TNO in het Nederlandse deel van de Kempen geconcludeerd dat sorptie het dominante proces is dat de verspreiding van cadmium en zink in de bovenste ca. 35 meter bepaald (Van der Grift et al., 2006). Neerslag van ijzersulfides treedt nauwelijks op. Dit is alleen aangetoond in organisch stof rijke beekdalafzettingen, de overgangszone tussen grond- en oppervlaktewater. Het oplossen van ijzersulfides als gevolg van uitspoeling van nitraat naar het grondwater is wel aangetoond maar dit leidt slechts in enkele gevallen tot verhoogde metaalconcentraties. Op basis van deze bevindingen wordt voorgesteld om in het verzadigde zone model alleen rekenen met adsorptie en desorptie van cadmium en zink. Uiteraard wordt wel rekening gehouden met organische en anorganische complexatie van deze metalen in de waterfase (Figuur 4.14)

vrije ionen in oplossing (Mz+)

complexatie met DOM complexatie met anorganischeliganden in oplossing

adsorptie aan SOM

adsorptie aan klei

adsorptie aanijzerhydroxiden

Figuur 4.14: Conceptueel model voor sorptie van cadmium en zink

GrondwatersamenstellingVoor de parametrisatie van de grondwatersamenstelling is het noodzakelijk om een compleet beeld van de macrochemische samenstelling en pH in verschillende gebieden en op verschillende dieptes te krijgen.

Hiervoor maken we voor de Nederlandse Kempen gebruik van de gegevens van de provinciale en landelijke meetnetten grondwaterkwaliteit aangevuld met de door ABdK uitgevoerde meetrondes voor grondwaterkwaliteit. Dit zijn 400 monsters in een dieptetraject vanaf de grondwaterspiegel tot ca 40 m-mv.

Voor het Vlaamse deel van het gebied bekomen we aan de hand van de databank BeNeKempen gegevens van het ondiepe grondwater (<10 m-mv) en diepe grondwater (>10

31

m-mv). Voor een interpretatie van de kwaliteit van middeldiepe (10-30 m-mv) en diepe (>30 m-mv) grondwater doen we ook een beroep op lokale studies (VMM-afdeling Water, 2004; OBO en BBO ter beschikking bij de OVAM; andere site- of regionale studies betreffende bodem en grondwaterkwaliteit).

Voor de parametrisatie van het model gaan we uit van een karakteristieke samenstelling per gebiedstype en per dieptetraject. Het gebiedstype is een combinatie van landgebruik en geohydrologische situatie. Uit eerdere studies is gebleken dat dit een geschikte indeling is voor karakterisatie van de grondwatersamenstelling in het gebied (o.a. Van der Grift en Opdam, 2006). De geohydrologische situatie (infiltratie, intermediar, kwel) wordt tijdens de systeemanalyse afgeleid uit het grondwaterstromingsmodel. De monsters in de dataset worden gegroepeerd in gebiedstypen en dieptetrajecten (freatisch grondwater, ondiep grondwater en diep grondwater). Per groep worden vervolgens statistische kentallen berekend (gemiddelde, mediaanwaarde en percentielwaarden) waarmee het sorptiemodel voor cadmium en zink wordt gevoed.

De cadmium- en zinkconcentraties uit dit databestand worden gebruik voor validatie van het model.

SedimentgeochemiePrimair zijn de gehaltes lutum, organisch stof en ijzeroxides in de ondergrond van belang voor de sorptiecapaciteit van zware metalen. Voor de parametrisatie van de sedimentgeochemie is er een groot onderscheid in gegevensdichtheid tussen de Nederlandse en Vlaamse zijde van het gebied. De laatste jaren is de geochemische karakterisatie van met name de ondiepe ondergrond namelijk in het kader van haar nationale taak voor de geowetenschappelijke informatievoorziening een van de speerpunten van TNO geworden. De geochemische parametrisatie van het model zal daarom met name gebaseerd worden op Nederlandse data. De koppelingstabel van de Vlaamse HCOV en de Nederlandse REGIS II classificatie die is opgesteld ten behoeve van de 3D hydrogeologische kartering voor het BeNeKempen gebied (Soresma, 2007) zal worden gebruik om de Nederlandse gegevens naar Vlaanderen te vertalen.

Voor de parametrisatie van de sedimentgeochemische eigenschappen voor de ondiepe ondergrond (tot zo’n 30 m-mv) wordt gebruik gemaakt van de resultaten uit Bakker et al. (2007). In dit rapport is een eerste verkennende studie uitgevoerd voor vier geotopgebieden in Noord-Brabant en het noorden van Limburg, om inzicht te krijgen in het onderscheidend vermogen van geologische eenheden en eventuele beperkingen van de huidige analysegegevens voor de reactiecapaciteit. Voor het model zijn met name de geotopgebieden Kempisch Plateaux (gebied 4b) en Roerdalslenk (gebied 4c) van belang. De geotop omvat het bovenste deel van de ondergrond dat zich bevindt vanaf het maaiveld tot 15-30 meter diep, afhankelijk van de geologische opbouw, de hydrogeologie en de geochemie van een gebied. Dit is het deel van de ondergrond waar invloed van menselijke activiteiten op de bodem- en grondwatersamenstelling het grootst is.

De algemene opbouw van de geotop van gebied 4b en 4c staan beschreven in figuur 4-1. In gebied 4b komt de Formatie van Boxtel (BX) als een redelijk dikke, half-slechtdoorlatende laag in bijna alle boringen voor, terwijl de aanwezigheid van de onderliggende formaties varieert. De overige formaties zijn de Formaties van Beegden (BE) en Sterksel (ST) als subgeotop in het gebied. In het noordelijkste deel van het geotopgebied kan de Formatie van

32

Kreftenheye (KR) onder de Formatie van Boxtel voorkomen en wordt daarom ook meegenomen. De Formatie van Boxtel wordt daarnaast nog onderverdeeld in laagpakketten. De Formatie van Boxtel (BX) komt als deklaag in bijna alle boringen voor, terwijl de aanwezigheid van de onderliggende formaties varieert. Deze formaties zijn de Formaties van Sterksel (ST), Stramproy (SY) en Waalre (WA) als subgeotop in het gebied.

Voor geotop in Roerdalslenk zijn er 637 grondmonsters uit 38 boringen, voor geotop Kempisch plateax zijn er 204 grondmonsters uit 6 boringen. De lithologie van de grondmonsters is bekend. Er zijn statistische kentallen per formatie en per lithologie binnen een formatie bekend. Tevens is het aandeel van een bepaalde lithologie binnen een formatie in de Geotop bekend. In het geohydrologisch lagenmodel van Soresma zijn de Formaties van Boxtel (BX), Beegden (Be) Sterksel (ST) en het bovenste zandpakket van de Formatie van Stramproy (SY) als één watervoerend pakket geschematiseerd, de 1e Quartaire aquifer. Aan de Nederlandse zijde van de grens kan deze 1e Quartaire aquifers sedimentgeochemisch worden onderschreden in de laagpakketten van REGIS II. Aan Vlaamse zijde is een verdere detaillering van de 1e Quartaire aquifer niet mogelijk. Deze met name in het westelijk deel van het modelgebied aan Vlaamse zijde erg dun. De Tertaire aquifers en aquitards zitten hier erg ondiep. Deze lagen zijn geochemisch te parametriseren aan de hand van geochemische eigenschappen van de overeenkomstige geologische lagen in Nederland (met name Formaties van Waalre (WA), Breda (BR), Oosterhoud (OO), en Kiezeloöliet (KI)).

De geotop betreft alleen het ondiepe deel van de ondergrond, voor grondlagen dieper dan de geotop (ca 30 m-mv) in de Roerdalslenk en het Kempisch plateau kan gebruik worden gemaakt van data in de geotop van de Peelhorst. De oudere formaties (de Formaties van Waalre (WA), Breda (BR), Oosterhoud (OO), en de Kiezeloöliet formatie (KI)) komen hier wel in de geotop voor. Deze data kan worden aangevuld met informatie uit diepere boringen zoals in eerder stadium in opdracht van ABdK is uitgevoerd (Brorens et. al, 2002).

gebied 4bBodem

Fm van BoxtelDeklaag/ dekzand

(Fm van Beegdenen/of Sterksel) Subgeotop

Geotop

gebied 4c

Bodem

(Fm van Boxtel) Dekzand

Fm van Sterksel

(Fm van Stramproyen /of Waalre)

(Fm van Stramproy of Waalre)

Subgeotop

Geotop

Figuur 4.15: Representatieve opbouw van geotopgebied 4b (Roerdalslenk) en 4c (Kempisch plateaux) en (Vermooten et al., 2005)

33

Figuur 4.16: Overzicht van de boringen in Zuid-Nederland die in geotopgebied 4b (Roerdalslenk) en 4c (Kempisch plateaux) voorkomen.

1.1.23 Modelbenadering Voor berekening van sorptie karakteristieken per gridcel wordt gebruik gemaakt van het meta-model ISOTHERM (Griffioen en Veenema, 1998). Dit is gebaseerd op om een groot aantal berekeningen met de geochemische modelcodes PHREEQC (Parkhurst & Appelo, 1999) en ECOSAT (Keizer & Van Riemsdijk, 1998). ISOTHERM is een voorbewerking module voor transportberekeningen van sporenelementen met het single-solute transportmodel MT3DMS. Deze module berekent de (niet-lineaire) sorptie-isothermen voor sporenelementen per modelcel als functie van pH en macro-grondwatersamenstelling en de gehaltes reactieve bestanddelen organisch materiaal, lutum en ijzeroxides. De sorptie-isothermen worden berekend door combinatie van: de geochemische samenstelling van de grond; de macrochemische samenstelling van het grondwater; empirische functies voor sorptie van een sporenelement middels kation-uitwisseling en

sorptie aan ijzeroxides en organisch materiaal.

Het meta-model dat gebruikt wordt voor de sorptie reacties in de onverzadigde zone is niet geschikt voor de verzadigde zone. Dit meta-model is namelijk afgeleid uit een multivariabele regressie analyse op basis van gemeten grondgehaltes en poriewaterconcentraties van bodemmonsters. De bodem is hierbij gedefinieerd als de onverzadigde zone tot 120 cm-mv. Omdat aquifermateriaal over het algemeen gekenmerkt word door lage gehaltes reactieve bestanddelen valt dit buiten de range van het meta-model.

De benadering van ISOTHERM is, is dat de fractie van de totale sorptiecapciteit die bezet is met een zwaar metaal, berekend is voor een set van 21 watersamenstellingen middels speciatieberekeningen met het multicomponent geochemisch rekenmodel PHREEQC voor kationuitwisseling en sortpie aan oxydes en ECOSTAT voor sortpie aan organisch materiaal. De 21 watersamenstellingen representeren het bereik in de samenstellingen van zoet grondwater, zoals die voorkomen in Pleistoceen Nederland. Drie types zijn opgesteld: natuurlijk schoon grondwater, lichtvervuild grondwater en met mest zwaarvervuild grondwater. De drie types zijn elk onderverdeeld in 7 individuele samenstellingen die van pH 4 tot pH 7 reiken. De watersamenstellingen zijn gebruikt om relatief eenvoudige functies af te leiden waarmee de fractie geadsorbeerd berekend wordt aan de hand van variabelen zoals pH, Ca-concentratie, etc. De concentraties van Zn en Cd waarvoor de berekeningen per watersamenstelling zijn uitgevoerd, waren één maal, een tiende maal en tien maal de maximaal toelaatbare concentratie (MTC) volgens het drinkwaterleidingbesluit (100 µg Zn/l en 5 µg Cd/l). Op die manier ontstaat een beeld van de mate van sorptie afhankelijk van: 1.

34

de concentratie van het sporenelement, 2. de pH van het water als belangrijke variabele in sorptieintensiteit van sporenelementen en 3. de algemene watersamenstelling als variabele met ionen die in competitie zijn met de sporenelementen om sorptieplaatsen.

ISOTHERM is ontwikkeld om het reactief transport van sporen metalen te modelleren. De PHREEQC en ECOSAT berekeningen waarop ISOTHERM is gebaseerd zijn uitgevoerd voor cadmiumconcentraties van 0,5 tot 50 µg/l en zinkconcentraties van 10 tot 1000 µg/l. 3 laat zien dat in dit concentratiebereik de adsorptie lineair verloopt met de zinkactiviteit in oplossing (daarnaast wordt de goede fit tussen de ECOSAT berekeningen en het ISOTHERM model bij verschillende pH’s duidelijk). Een extrapolatie van de ISOTHERM benadering naar hogere concentratie is dus mogelijk, voor zink tot ca. 10 mg/l en voor cadmium tot enkele honderden µg/l.

Op de fabrieksterreinen komen in het grondwater echter zinkconcentraties in grammen per liter voor. De ISOTHERM benadering voldoet dan niet meer. Om dit te ondervangen wordt voor de fabrieksterreinen een 1D PHREEQC cadmium en zink som langs een stroombaan opgesteld. Uit de resultaten van deze PHREEQC som wordt een effectieve retardatie afgeleid. Deze retardatie wordt weer vertaald naar een distributiecoëfficiënt waarmee de 3D MT3D som wordt gevoed.

Figuur 4.17: Vergelijking van de beschrijving van de adsorptie van zink aan organische stof als functie van de zink activiteit in oplossing volgens het NICA model in ECOSAT (punten) en volgens de ISOTHERM benadering die hiervan is afgeleid (lijnen).

1.1.24 Calibratie model en gevoeligheidsanalyse. Een gevoeligheidanalyse wordt uitgevoerd om: 1. de modelgevoeligheid voor parameters te bepalen en 2. inzicht te krijgen in de invloed van meetfouten of ruimtelijke of temporele variabilteit. We voeren in ieder geval een gevoeligheidsanalyse uit op de maaiveldbelasting, bodem-kenmerken, grondwatersamenstelling en gehaltes reactieve bestanddelen in de verzadigde zone. Per modelparameter wordt een schatting gemaakt van een realistische minimale en maximale waarde. Met deze minimale en maximale variant wordt het model doorgerekend. De resultaten worden vergeleken met de berekeningen gebaseerd op de meest waarschijnlijke waarde van de modelparameters. Op deze wijze wordt de doorwerking van onzekerheid in modelparameters in het resultaat in beeld gebracht.

35

Het regionale transportmodel zal op de volgende punten worden gevalideerd:1. concentraties cadmium en zink in het bovenste grondwater,2. concentratie-diepteprofielen van cadmium en zink,3. vrachten cadmium en zink naar het oppervlaktewatersysteem.

Het is te verwachten dat van het bovenste grondwater het grootste aantal metingen voor validatie beschikbaar is. Hierdoor zullen we homogene gebieden voor grondwaterkwali-teit te onderscheiden. De definitie van een homogeen gebiedstype is dat het landgebruik, bodemtype en geohydrologische regime binnen het gebied min of meer hetzelfde is. Hierdoor is de spreiding van concentraties binnen het gebiedstype kleiner is dan ertussen. De statistische verdeling van gemeten concentraties in de verschillende homogene gebiedstypen moet overeenkomen met de verdeling van gemodelleerde concentraties.

Validatie van berekende concentraties aan gemeten concentratie-diepteprofielen heeft in principe de voorkeur boven validatie aan het bovenste grondwater alleen. Concentratie diepte profielen bevatten alle belangrijke factoren die de verspreiding van stoffen in het bodem-watersysteem bepalen namelijk: de input van stoffen, de reistijdverdeling van het grondwater en reactieve processen in de ondergrond. Omdat het oppervlaktewater een mix is van ondiep en dieper grondwater zeggen de concentratie-diepteprofielen daarnaast wat over de nauwkeurigheid waarmee de belasting van het oppervlaktewater wordt berekend. Vooralsnog is het niet duidelijk of er voldoende metingen op verschillende dieptes in de Vlaamse en Nederlandse Kempen zijn om betrouwbare concentratie-diepteprofielen van cadmium en zink per gebiedstype te maken. In dat geval kunnen de diepteprofielen per gebiedstypen wel teruggeschaald worden naar het gehele gebied.

We zullen de berekende vrachten naar verschillende beken in het gebied vergelijken be-schikbare met gemeten vrachten. Hierbij moet wel bedacht worden dat processen in de beekafzetting en waterbodem en transport in de beek zelf niet expliciet in de modellering worden meegenomen waardoor een directe vergelijking niet mogelijk is. Het consortium heeft kennis en data van de beken in het gebied. Op basis hiervan zal een inschatting worden gegeven van het effect van deze processen op de kwaliteit van het oppervlaktewater.

4.4 Hydrodynamisch instationaire oppervlaktewaterbelasting

Naast een langjarig hydrodynamisch stationair model wordt voor een huidig representatief weerjaar een niet-stationaire hydrodynamische berekening uitgevoerd. Zodanig dat duidelijk wordt hoe seizoenale variatie van hoge en lage grond- en oppervlaktewaterstanden doorwerken op de belasting. Hieruit worden basis-, gemiddelde en piekafvoeren van zware metalen naar het oppervlaktewatersysteem afgeleid.Het consortium kiest ervoor dit met een aangepaste versie van het langjarige stationaire model door te rekenen. Dit heeft drie belangrijke voordelen:

1. de resultaten van het dynamische model zijn direct te vergelijken met het stationaire model

2. de resultaten van het dynamische model kunnen ook gebruikt worden voor inter-pretatie van de resultaten van het langjarig model.

3. de inspanning die gestoken is in de ontwikkeling van het langjarig model wordt optimaal benut

36

De dynamische berekening wordt uitgevoerd op een deelstroomgebied in het gebiedsdekkende model. In principe wordt uitgegaan wordt van de dezelfde schematisering van het gehele modelgebied voor het gecombineerde HYDRUS1D-MODFLOW-MT3D-instrumentarium. In plaats van HYDRUS1D wordt de onverzadigde zone nu gemodelleerd met SWAP. Voor het beschrijven van de dynamische belasting van de oppervlaktewaterkwaliteit heeft dit namelijk betere functionaliteiten dan HYDRUS1D. De resultaten van de MODFLOW-berekeningen voor het representatieve jaar worden vertaald naar onderrandvoorwaarden voor SWAP, zonder dat ruimtelijk herverdeling plaatsvindt. In een gebiedsmodellering zou SWAP de grondwatervoeding en de stofflux naar het grondwater kunnen berekenen via het vertikale water- en stoftransport op het grensvlak. Voor de grondwatermodellering op gebiedsniveau is gekozen voor een aanpak waarin HYDRUS1D het vertikale transport in de onverzadigde zone simuleert. In deze deelstudie is de rol van SWAP om de belasting van het oppervlaktewater vanuit de bovenste bodemlagen en het ondiepe grondnwater te simuleren. Gegevens over de ontwateringsmiddelen worden afgeleid uit de MODFLOW-invoer. De concentraties in het kwelwater komen uit de gebiedsdekkende MT3D-resultaten. De meteorologische invoer voor SWAP is op dagbasis. Het representatieve meteo-jaar wordt herhaald zolang als nodig is om de mobilisatie- en uitspoelingsfenomenen te beschrijven. Voor de berekening van verdamping wordt uitgegaan van eigen modules van SWAP.

In gebieden waar de grondwaterstand regelmatig ondieper is dan 40 cm is, zal naar verwachting een belangrijk deel van het transport van zware metalen plaatsvinden via de bovengrond. Het SWAP-model is pseudo 2D van aard. Dat wil zeggen dat door middel van een laterale lekterm water en stoffen zijdelings kan afstromen uit de verticale modelkolom. De rol van het SWAP model in de deelstudie is dan ook om te geven aan de verzadigde zone met via het verticale water- en stoftransport het grensvlak en de directe belasting van het oppervlaktewater vanuit de bovenste bodemlagen te simuleren (zie Figuur 4.18). De methode om via de zijdelingse lekterm in het SWAP-model de zware metalen emissie naar het oppervlaktewater te simuleren is ook toegepast door Bonten et al. (2004).

SWAP

Opp.water zone

MODFLOW / MT3D zone

SWAP

37

Figuur 4.18: Conceptueel model dynamische belasting oppervlaktewater

In dit onderzoek wordt aandacht gegeven aan de dynamiek omdat verwacht wordt dat door de niet-lineaire stofprofielen in de bodem in perioden met hoge grondwaterstanden relatief veel Zn en Cd uitspoelt. Hogere waterafvoeren, gecombineerd met hogere concentraties leiden tot een extra hoge stofvracht. In de onderstaande figuren is aangeduid waar deze verwachting op gebaseerd is.

Stel dat in een bepaald bodemprofiel zich een dergelijke grondwaterstand voordoet

en dat de grondwaterstand-afvoer relatie er zo uit ziet:

-2

-1.8

-1.6

-1.4

-1.2

-1

-0.8

-0.6

-0.4

-0.2

00 60 120 180 240 300 360

Julian day number

Gro

undw

ater

leve

l

-2.5

-2

-1.5

-1

-0.5

00 0.002 0.004 0.006

Discharge

Gro

undw

ater

leve

l

De waterafvoer zal dan een dergelijk patroon hebben

0

0.001

0.002

0.003

0.004

0.005

0 60 120 180 240 300 360

Julian day number

Dis

char

ge (L

/T)

Bij een metaalprofiel dat er als volgt uit ziet:

Verwachten we onderstaande verdelingsfunctie van de bijdrage van aan oppervlaktewaterbelasting als functie van de diepte.

38

-2.5

-2

-1.5

-1

-0.5

00 0.2 0.4 0.6 0.8 1

C/C0

Dep

th

-2.5

-2

-1.5

-1

-0.5

00 0.1 0.2 0.3

Contribution to load on surface water

Dep

th

De belasting van het oppervlaktewater ziet er dan als volgt uit. Perioden met hoge grondwaterstanden dragen relatief veel bij aan de belasting van het oppervlaktewater. Als hier geen rekening mee wordt gehouden zal de belasting van oppervlaktewater worden onderschat.

0 60 120 180 240 300 360

Julian day number

Load

on

surfa

ce w

ater

Keuze deelstroomgebiedDe criteria voor keuze van het deelstroomgebied zijn:1. Voorkomen van grondwaterstanden in de zone ondieper dan 80 cm, ivm te

verwachten transportroute. In een gebied met diepe grondwaterstanden zal de hoofdroute van het transport via het ondiepe verzadigde pakket lopen. We geven daarom de voorkeur aan een gebied waarin regelmatig ondiepe grondwaterstanden zijn te verwachten

2. afstand tot brongebied, ivm te verwachten verontreiniging en meerbare concentraties in oppervlaktewater

3. min of meer afgesloten hydrologische eenheid: geen doorvoer van gebiedsvreemdwarter voor wateraanvoer elders, vanwege interpretatie van aangetroffen concentraties in oppervlaktewater (mn Cd)

4. omvang van het gebied in verband met rekentijd. Met de voorgestelde benadering is het mogelijk om met een variabel grid te werken. In de drogere gebieden kan dan

39

gedacht worden aan 500x500m en in de natte gebieden aan 50x50m, waarbij het totaal aantal rekeneenheden tussen 250 en 1000 ligt

5. beschikbaarheid gegevens uit andere studies6. belasting van de beek door RWZI, de voorkeur heeft een beek waarin geen belangrijke

puntbronnen aanwezig zijn.7. omdat voor het Vlaams deel geen instationair MODFLOW model beschikbaar en voor

het Nederlandse deel wel zal voor de dynamische modellering een deelstroomgebied in Nederland worden geselecteerd.

Voorgestelde gebieden:1. het stroomgebied van de Bosschloop

lijkt op de kaart te droog, waarschijnlijk mede door grondwateronttrekkingen bij Budelco

afstand tot brongebied is klein, maar de vraag is wat de bron van de stoffen in het oppervlaktewater is, mogelijk is de bijdrage van de diffuse verontreiniging van de boden in het stroomgebied minder relevant

2. het stroomgebied van de Beekloop en/of Keersop op de kaart lijken hier ondiepe grondwaterstanden voor te komen de afstand tot het brongebied is niet zo groot en we weten dat het gebied is belast

door atmosferische transportroutes de bovenlopen zijn dusdanig klein dat we geen waterdoorvoerfunctie van water uit

het kanaal Bocholt-Herentals verwachten De Beekloop lijkt hydraulisch een ingewikkelde structuur te hebben. (doorvoeren en

short-cuts). Relatief veel waterlopen in beheer bij het waterschap. 3. het stroomgebied van de Run

op de kaart lijken hier ondiepe grondwaterstanden voor te komen de afstand tot het brongebied is relatief groot nikkelconcentraties zijn waarschijnlijk niet gerelateerd aan zink-problematiek

Op grond van bovenstaande kenmerken stellen we voor de Keersop als pilotgebied te kiezen. Ca. 4500 ha, te schematiseren in ca. 700 rekeneenheden.

40

Figuur 4.19: Uit: Alterra-rapport 318 (Finke et al., 2002)

Figuur 4.20 Thiessen-polygonen van gebieden bij neerslagstations. De Keersop ligt in het gebied behorend bij Eersel

41

Figuur 4.21 Voorkeursgebied voor het projectonderdeel Simulatie van seizoensinvloed en meteorologische variatie op belasting van oppervlaktewater

42

5 Referenties

Bakker, I.J.I., P. Kiden, J.Schokker en J. Griffioen (2007) De geotop van de ondergrond: Een reactievat. Deelrapport 2. Eerste statistische karakterisering van de geochemische reactiecapaciteit van geotopgebieden in Noord-Brabant en het noorden van Limburg. TNO rapport concept.

Batelaan, O. en F. De Smedt (2001) WetSpass: a flexible, GIS based, distributed recharge methodology for regional groundwater modelling. In: Gehrels, H., Peters, J., Hoehn, E., Jensen, K., Leibundgut, C., Griffioen, J., Webb, B. and Zaadnoordijk, W-J. (Eds.). Impact of Human Activity on Groundwater Dynamics, IAHS Publ. No. 269: 11-17.

Bonten, L.T.C., P.F.A.M. Römkens en G.B.M. Heuvelink (2004). Uitspoeling van zware metalen inhet landelijke gebied, modellering van uitspoeling op regionale schaal: modelaanpak, resultaten modelberekeningen en modelvalidatie. Alterra-rapport 1044, Wageningen.

Brorens, B., A. Krikken, J. Griffioen, B. van der Grift en W. Beekman (2002) Project ABdK: fase 4, Lokale grondwatersysteem- en risico-analyse in het Nederlandse zoekgebied. Haskoning rapport 38976/00001/BBr/DenB.

G.B. Makaske, H.A. Vissenberg, J.J.M. van Grinsven, A. Tiktak and F.J. Sauter (1995) SOTRAS report 4 Metras: A one-dimensional model for assessment of leaching of tracé metals from soil. Model description and results of a case study for Cd in 'De Kempen'

Griffioen, J. en P. Venema (1998) Een geïntegreerd transportmodel voor grondwaterkwaliteit. Deelrapport 5. Modelbenadering voor sorptie van sporenelementen aan bodembestanddelen. TNO rapport NITG 98####

Heerdink R., B. van der Grift, H.-P. Broers, A. Marsman en F. Roelofsen. (2007) Deelrapport II van het Aquaterra/Stromonproject – pilot modelstudie in Zuidoost Brabant. TNO-rapport, in voorbereiding.

Keizer M.G. and Van Riemsdijk W.H. (1998) Ecosat user manual, Agricultural University Wageningen, 1998.

McDonald, M.G., and Harbaugh, A.W. (1988), A modular three-dimensional finite-difference ground-water flow model: U.S. Geological Survey.

Meyus, Y., D. Adyns, S.T. Woldeamlak, O. Batelaan F. De Smedt (2004). Opbouw van een Vlaams Grondwatervoedingsmodel. Vakgroep Hydrologie en Waterbouwkunde, Vrije Universiteit Brussel. Onderzoeksopdracht voor AMINAL, afdeling Water.

Mohammadi, J. (1997). Geostatistical mapping of environmental soil hazards. PhD dissertation, Faculty of Agricultural and Applied Biological Sciences, University Gent.

Parkhurst, D.L. & Appelo, C.A.J. (1999). User’s guide to PHREEQC (Version 2) – A computer program for speciation, batch-reaction, one-dimensional transport, and inverse geochemical calculations. U.S. Geol. Survey, Water-Resour. Investigations Report 99-4259, 312 pp.

Seuntjens, P. (2000). Transport van reactieve stoffen in heterogene poreuze media. Cadmiumuitspoeling in zure zandgronden. PhD thesis, Universiteit Antwerpen.

Seuntjens, P., W. Steurbaut, J. Vangronsveld (2006). Chain model for the impact analysis of contaminants in primary food products. SPSD II report, Belgian Science Policy, Brussels.

Simunek, J., M. Sejna, M. Th. van Genuchten (2001). The Hydrus-1D software package for simulating the one-dimensional movement of water, heat and multiple solutes in variably saturated media. U.S. Salinity Laboratory, Riverside, California.

Sonke, J. E. & Hoogewerff, J. A. (2002) A chemical and mineralogical reconstruction of emissions from Zn-smelters in the Kempen region, Belgium, based on organic pool sediments. The Science of the Total Environment, 292, 101-119.

Tauw Infra Consult b.v. (198x): Effecten van assenwegen op grondwaterkwaliteit. Rap-portnummer 51584.08/R0-01.

Van der Blom, A. en Donkers, J.J. (1992) 100 jaar zinkproductie in Nederland. Lecturis, Eindhoven.Van den Broeck, K. en Vandecasteele, C. (2000): Risicoanalyse en sanering van wegen bedekt met assen

en slakken uit de non-ferro industrie. De Openbare Afvalstof-fenmaatschappij voor het Vlaamse Gewest. D/2000/5024/12.

43

Van der Grift, B., J.C. Rozemeijer, F.J. Roelofsen en J. Griffioen (2004). Pilot systeemgericht grondwaterbeheer De Kempen. Deelrapport 1b: Modelopzet en eerste berekeningen. TNO-rapport NITG 04-033-B, TNO, Utrecht.

Van der Grift, B. (2004): Monitoring grondwaterkwaliteit de Kempen: meetronde 2002 en 2003. TNO-rapport NITG 04-181-B.

Van der Grift, B. en H. Opdam (2006) Ontwerp Meetnet Grondwaterkwaliteit de Kempen. TNO rapport 2006-U-R0131/A.

Van der Grift, B., G. Klaver en H. Passier (2006) Karakterisatie geochemische immobilisatie zware metalen in de Kempische ondergrond. TNO rapport 2006-U-R0132/A.

Van der Grift, B. en J. Griffioen (2006) Zware metalen belasting van landbouwgronden. TNO Bouw en Ondergrond, notitie BG 06-10.995/sh.

Vermooten, J.S.A., Vasak, L., Griffioen, J., Klaver, G.T., Vernes, R.W. & Weerts, H.J.T. (2005). Afbakening van het topsysteem voor de kartering van de reactiviteit van de Nederlandse ondergrond. Nederlands Instituut voor Toegepaste Geowetenschappen TNO, Utrecht, rapportno. NITG 05-121-A.

VMM (2004). Luchtkwaliteit in het Vlaamse Gewest - 2003. Vlaamse Milieumaatschappij, Aalst. VMM (2005). Luchtkwaliteit in het Vlaamse Gewest – 2004. Vlaamse Milieumaatschappij, Aalst. 120

pp. + bijlagenVMM (2006). Luchtkwaliteit in het Vlaamse Gewest – 2005. Vlaamse Milieumaatschappij, Aalst. 166

pp. + bijlagenWilkens, B.J., 1995. Evidence for groundwater contamination by heavy metals through soil passage

under acidifying conditions. Proefschift. ISBN 90-71577-83-X, Geologica Ultraiectina, ISSN 0072-1026; no 129.

Zheng, C. & Wang (1999): MT3DMS; A modular three-dimensional multispecies transport model for simulation of advection, dispersion, and chemical reac-tions of contaminants in groudwater systems; Documentation and user’s guide. Department of Geological Sciences University of Alabama

Zheng, Chunmiao, 2006, MT3DMS v5.2 Supplemental User's Guide, Technical Report to the U.S. Army Engineer Research and Development Center, Department of Geological Sciences, University of Alabama.

44

Memo rapportage fase 1... · Web viewDe bodem is hierbij gedefinieerd als de onverzadigde zone tot...

Documents

Transcript of Memo rapportage fase 1... · Web viewDe bodem is hierbij gedefinieerd als de onverzadigde zone tot...