UNIVERSITEIT GENTlib.ugent.be/fulltxt/RUG01/000/900/021/RUG01... · degene waar ik eens tegen kon...
160
UNIVERSITEIT GENT FACULTEIT BIO-INGENIEURSWETENSCHAPPEN ____________________ Academiejaar 2004 – 2005 Vrijstelling van metalen uit oeversedimenten van de Schelde onder invloed van vochtregime Marjan DEWISPELAERE Promotoren : Prof. dr. ir. F. Tack Ir. G. Du Laing Scriptie voorgedragen tot het behalen van de graad van BIO-INGENIEUR IN HET BODEM- EN WATERBEHEER
Transcript of UNIVERSITEIT GENTlib.ugent.be/fulltxt/RUG01/000/900/021/RUG01... · degene waar ik eens tegen kon...
UNIVERSITEIT GENT
FACULTEIT BIO-INGENIEURSWETENSCHAPPEN
____________________
Academiejaar 2004 – 2005
Vrijstelling van metalen uit oeversedimenten van de Schelde onder invloed van vochtregime
Marjan DEWISPELAERE
Promotoren : Prof. dr. ir. F. Tack Ir. G. Du Laing
Scriptie voorgedragen tot het behalen van de graad van
BIO-INGENIEUR IN HET BODEM- EN WATERBEHEER
De auteur en de promotors geven de toelating deze scriptie voor consultatie beschikbaar te stellen en delen ervan te kopiëren voor persoonlijk gebruik. Elk ander gebruik valt onder de beperking van het auteursrecht, in het bijzonder met betrekking tot de verplichting uitdrukkelijk de bron te vermelden bij het aanhalen van resultaten uit deze scriptie. 23 mei 2005
de promotoren,
Prof. dr. ir. F. Tack ir. G. Du Laing de auteur, Marjan Dewispelaere
Woord vooraf
Het is 18 mei en er ligt eindelijk een afgewerkt exemplaar naast mij van mijn thesis. Het lijkt
momenteel allemaal zo evident. Het heeft echter heel wat voeten in de aarde gehad om zover
te geraken. Zonder de hulp van een aantal mensen was dit nooit gelukt.
In de eerste plaats wil ik Gijs bedanken voor de uitstekende begeleiding en nuttig advies bij
het schrijven van deze scriptie. Ondanks je drukke bezigheden, mocht ik je altijd komen
storen en maakte je tijd vrij voor mijn vragen. Door je brede kijk op de wetenschap, heb ik
heel wat interessante zaken bijgeleerd.
Dank gaat ook uit naar mijn promoter Prof. dr. ir. Filip Tack om mij de gelegenheid te bieden
deze scriptie te maken.
Ria, Katie en Steven wil ik bedanken voor de vele hulp en raad in het labo. Dank ook aan
Martin voor de leuke babbel tijdens de monsternames. De auto leek het af en toe te begeven
onder het gewicht van de vele gronden, bleef al eens vast zitten en was meestal niet meer
herkenbaar na een monstername. Maar ondanks dat bleef je altijd mijn enthousiasme delen.
Mijn dank gaat ook uit naar de mensen van het IBW voor het uitvoeren van de
textuuranalyses.
Kim, Mathias en Tim wil ik bedanken voor de vele leuke uren samen in het labo. Jullie waren
degene waar ik eens tegen kon zagen als er iets dreigde te mislukken en die me erop wezen
wanneer het tijd was voor de koffiepauze.
Ten slotte wil ik zeker ook mijn ouders bedanken om me de kans te geven deze studies aan te
vangen en hun nooit aflatende steun hierbij. Ook mijn vrienden, studiegenoten, broer en zus
die zorgden voor morele steun tijdens het schrijven van de thesis en voor de vele fijne
momenten erbuiten. Jullie verstonden mijn enthousiasme om ‘een beetje vervuild water en
slijk’ niet altijd, maar bleven toch luisteren naar mijn, niet altijd even boeiende, verhalen.
I
Lijst met afkortingen ..................................................................................................................1
1. Inleiding .............................................................................................................................2
2. Literatuurstudie ..................................................................................................................3
2.1. Beschrijving van het bestudeerde gebied ...................................................................3
2.1.1. Het stroomgebied ...............................................................................................3
2.1.2. De getijdenwerking ............................................................................................4
2.1.3. Saliniteit .............................................................................................................6
2.1.4. Slikken en schorren ............................................................................................7
2.1.4.1. Ontstaan en ontwikkeling...........................................................................7
2.1.4.2. Indeling van de schorren ............................................................................8
2.1.4.3. Hydrologie van schorregebieden..............................................................10
2.1.4.4. Metaalverontreiniging van de schorren....................................................10
2.2. Chemisch gedrag van zware metalen in de bodem ..................................................11
2.2.1. Processen..........................................................................................................13
2.2.1.1. Adsorptie en desorptie..............................................................................13
2.2.1.2. Neerslaan en oplossen ..............................................................................13
2.2.1.3. Complexatie en decomplexatie ................................................................14
2.2.1.4. Occlusie....................................................................................................14
2.2.1.5. Opname in de mineraalstructuur ..............................................................15
2.2.2. Factoren die de fractionatie beïnvloeden .........................................................15
2.2.2.1. Invloed van de pH ....................................................................................15
2.2.2.2. Invloed van de redoxpotentiaal ................................................................17
2.2.2.3. Invloed van organisch materiaal ..............................................................19
2.2.2.4. Invloed van de bodemtextuur...................................................................20
2.2.2.5. Aanwezigheid van kationen en anionen in de bodemoplossing...............20
2.2.2.6. Invloed van biologische factoren .............................................................21
2.3. Inschatten van de metaalmobiliteit...........................................................................22
2.3.1. Het begrip metaalmobiliteit..............................................................................22
2.3.2. De parameter SEM/AVS..................................................................................22
2.3.2.1. SEM/AVS als maat voor metaalmobiliteit...............................................22
2.3.2.2. Seizoenale en ruimtelijke variaties in het AVS-gehalte...........................24
2.3.3. Poriënwaterbemonstering.................................................................................24
2.3.3.1. Speciatie in de bodemoplossing ...............................................................24
2.3.3.2. De extractieprocedures.............................................................................25
II
3. Doelstelling ......................................................................................................................27
4. Materiaal en methode .......................................................................................................28
4.1. Veldwaarnemingen...................................................................................................28
4.1.1. Situering van de bemonsteringsgebieden.........................................................28
4.1.2. Voorbereiding veldproef ..................................................................................32
4.1.3. Opstelling en monstername..............................................................................34
4.2. Serreproef .................................................................................................................36
4.2.1. Herkomst van de gronden ................................................................................36
4.2.2. Voorbereiding serreproef .................................................................................36
4.2.3. Opstelling en monstername..............................................................................37
4.3. Analyse van de rhizonextracten ...............................................................................38
4.3.1. Bepaling van metaalgehalten ...........................................................................38
4.3.2. Bepaling van de gehalten aan Ca, K, Mg en Na ..............................................39
4.3.3. Bepaling van anionengehalten .........................................................................39
4.3.4. Totaal organische koolstofgehalte (TOC) anorganisch koolstofgehalte (IC) ..39
4.3.5. pH meting.........................................................................................................39
4.4. Analyse van de bodemstalen ....................................................................................39
4.4.1. Bepaling van de bodemeigenschappen ............................................................39
4.4.1.1. pH meting.................................................................................................39
4.4.1.2. Conductiviteit ...........................................................................................40
4.4.1.3. Droge stof gehalte (DS)............................................................................40
4.4.1.4. Organisch materiaal gehalte (OM)...........................................................40
4.4.1.5. CaCOB3 -gehalte .........................................................................................40
4.4.1.6. Kationenuitwisselingscapaciteit (CEC)....................................................41
4.4.1.7. Chloriden..................................................................................................41
4.4.1.8. Textuur .....................................................................................................41
4.4.2. Totale metaalgehalten ......................................................................................42
4.4.3. Uitwisselbare metaalgehalten...........................................................................42
4.4.4. AVS..................................................................................................................42
4.5. Bodemsaneringsnormen en achtergrondwaarden.....................................................44
4.6. Speciatie van metalen in de bodemoplossing..........................................................45
4.7. Detectielimieten .......................................................................................................46
4.8. Statistische dataverwerking......................................................................................46
5. Resultaten .........................................................................................................................48
III
5.1. Veldwaarnemingen...................................................................................................48
5.1.1. Bodemkarakteristieken.....................................................................................48
5.1.2. Totale metaalgehalten ......................................................................................51
5.1.3. Uitwisselbare gehalten aan metalen .................................................................53
5.1.4. Rhizonextracten................................................................................................55
5.1.4.1. Anionenconcentraties ...............................................................................55
5.1.4.2. pH.............................................................................................................62
5.1.4.3. TOC gehalte .............................................................................................63
5.1.4.4. Metaalconcentraties..................................................................................63
5.1.5. Grondwaterstanden...........................................................................................76
5.2. Serreproef .................................................................................................................78
5.2.1. Bodemkarakteristieken.....................................................................................78
5.2.2. Totale en uitwisselbare metaalgehalten............................................................79
5.2.3. Rhizonextracten................................................................................................81
5.2.3.1. TOC gehalte en pH...................................................................................81
5.2.3.2. Anionenconcentraties ...............................................................................84
5.2.3.3. Metaalconcentraties..................................................................................89
6. Bespreking........................................................................................................................94
6.1. Veldproef..................................................................................................................94
6.1.1. Karakeristieken van het studiegebied...............................................................94
6.1.1.1. Bodemkarakteristieken.............................................................................94
6.1.1.2. Totale en uitwisselbare metaalgehalten....................................................96
6.1.1.3. Overschrijding van de Vlarebo- normen voor grondwater ......................98
6.1.2. Evaluatie van SEM/AVS als methode om metaalmobiliteit in te schatten ......98
6.1.2.1. SEM/AVS ratio ........................................................................................99
6.1.2.2. Vergelijking metaalgehaltes in de rhizonextracten en SEM/AVS ratio.100
6.1.3. Invloed van de hydrologie en redoxomstandigheden op de metaalmobiliteit 102
6.1.3.1. Seizoenale schommelingen in redoxtoestand van de bodem .................102
6.1.3.2. Invloed van de grondwaterstand en redoxtoestand van de bodem op de
metaalmobiliteit..........................................................................................................104
6.1.4. Invloed van de bodemkarakteristieken op de mobiliteit van metalen............106
6.1.4.1. Nikkel .....................................................................................................107
6.1.4.2. Chroom...................................................................................................108
6.1.4.3. Cadmium ................................................................................................109
IV
6.1.4.4. Koper......................................................................................................110
6.2. Serreproef ...............................................................................................................112
6.2.1. Invloed van de hydrologie op de redoxomstandigheden van de bodem ........112
6.2.2. Invloed van de hydrologie en redoxomstandigheden op de metaalmobiliteit 113
6.2.2.1. IJzer en mangaan....................................................................................113
6.2.2.2. Nikkel en chroom...................................................................................114
6.2.2.3. Cadmium, zink en koper ........................................................................115
6.2.3. Invloed van de bodemkarakteristieken op de metaalmobiliteit......................116
6.2.3.1. IJzer en mangaan....................................................................................117
6.2.3.2. Nikkel en chroom...................................................................................117
6.2.3.3. Cadmium, zink en koper ........................................................................119
6.2.4. Terugkoppeling naar veldmetingen................................................................121
6.2.4.1. Valideren van de resultaten uit de serreproef in veldomstandigheden...121
6.2.4.2. Interpretatie ............................................................................................123
7. Besluit.............................................................................................................................125
8. Referentielijst .................................................................................................................128
9. Bijlagen ..........................................................................................................................140
1
Lijst met afkortingen
AVS Acid volatile sulphur – zuur vervluchtigbaar zwavel
AW Achtergrondwaarde
AWZ Administratie Waterwegen en Zeewezen
CEC Cation Exchange Capacity – kationenuitwisselingscapaciteit
DOM Dissolved organic material – opgelost organisch materiaal
DS Droge stof
EC Elektrische conductiviteit
GF-AAS Graphite Furnace Atomic Absorption Spectrometry –
grafietovenatoomabsorptie spectrometrie
ICr Ion Chromatographique – ionenchromatografie
IC Inorganic Carbon- anorganische koolstof
ICP-OES Inductive Coupled Plasma Optical Emission Spectrometry – inductief
gekoppeld plasma optische emissie spectrometrie
IBW Instituut voor Bosbouw en Wildbeheer
GEM Gemiddelde
GWT Grondwatertafel
MED Mediaan
MV Maaiveld
OM Organisch materiaal
PCA Principale componenten-analyse
R Correlatiecoëfficiënt
RSD Relatieve standaarddeviatie = variatiecoëfficient
SEM Simultaan geëxtraheerde metalen
STDEV Standaarddeviatie
TAW Tweede Algemene Waterpassing. Dit is een Belgisch referentiesysteem voor
het weergeven van waterhoogtes. Het nulpunt wordt gedefinieerd als het
gemiddelde zeeniveau bij laagwater te Oostende.
TOC Total Organic Carbon – totaal organisch koolstof
VLAREBO Vlaams reglement betreffende bodemsanering
Inleiding 2
1. Inleiding
In het estuarium van de Schelde treden steeds vaker extreme waterstanden op. De gemiddelde
hoogwaterstand is de afgelopen eeuw bijna 60 cm gestegen en het aantal stormtijen is
toegenomen van één per twee jaar naar bijna vier per jaar. Dit gegeven, samen met de
overstromingen tijdens de tweede helft van vorige eeuw, vormden de aanleiding voor het
Sigma-plan. De uitwerking van dit plan omvat het verhogen en versterken van de dijken, de
aanleg van een stormvloedkering en de aanleg van gecontroleerde overstromingsgebieden. De
aanpassing van de dijken nadert de voltooiing. De bouw van de stormvloedkering werd
evenwel uitgesteld.
Door industriële activiteiten in de nabijheid van waterlopen blijken water, bodem en
sedimenten dikwijls met zware metalen gecontamineerd te zijn. De aanleg van
overstromingsgebieden doet dan ook de vraag rijzen wat het effect van overstromingen op
aanwezige polluenten kan zijn. Mobilisatie kan een gevaar voor het milieu inhouden, temeer
gezien zware metalen in tegenstelling tot de meeste organische polluenten niet afgebroken
worden. Studie van metaalgedrag in bestaande, natuurlijke schorren langs de Schelde kan
daarover informatie leveren.
Het nagaan van effecten op het gedrag, de mobiliteit en de biobeschikbaarheid van deze
metalen is geen eenvoudige taak. De bodem is een enorm complex gegeven, waarbij talrijke
factoren interageren. Bovendien zal in overstromingsgebieden de hydrologie een belangrijke
rol spelen bij de verdeling van de metalen over de vaste en vloeibare fase.
Deze studie beoogt meer inzicht te verwerven in seizoenale en ruimtelijke schommelingen
van de metaalmobiliteit in de sedimenten van bestaande, natuurlijke intergetijdengebieden
langs de Schelde. Bijzondere aandacht gaat naar de invloed van de hydrologie op de
mobiliteit van metalen.
Literatuurstudie 3
2. Literatuurstudie
2.1. Beschrijving van het bestudeerde gebied
2.1.1. Het stroomgebied
Het stroomgebied van de Schelde heeft een oppervlakte van 21 860 km² en wordt begrensd
door de Noordzee, door een aantal kustbekkens ten noorden van de Seine en door de
stroomgebieden van Maas en IJzer (Meire et al., 1995). In het stroomgebied komen naast de
Schelde ook een aantal belangrijke zijrivieren voor zoals de Leie, de Demer, de Nete, de Dijle
en de Dender (Figuur 1).
De Schelde ontspringt in Frankrijk bij Gouy (Frankrijk), stroomt door Vlaanderen en
Wallonië en mondt na 350 km bij Vlissingen (Nederland) uit in de Noordzee. Het is een
vlaklandrivier, dit wil zeggen dat het verval over de totale lengte kleiner is dan 150 m.
Hierdoor vertoont de rivier van nature een meanderende loop. De belangrijkste functies, naast
de drainage van het stroomgebied, zijn natuurbehoud en transport (Meijerink, 1995).
Vanaf de bron tot de monding kan de rivier ingedeeld worden in 3 deelgebieden. Het gedeelte
van de bron tot Gent, dat niet tot het estuarium behoort en niet aan de getijdenwerking
onderhevig is, wordt de Bovenschelde genoemd. Stroomafwaarts van Gent tot aan de
Belgisch-Nederlandse grens vindt men de Zeeschelde en het laatste gedeelte is de
Westerschelde (Claessens, 1988).
Literatuurstudie 4
TFiguur 1: Stroomgebied van de schelde (Naar: de Scheldeatlas, 1999)
2.1.2. De getijdenwerking
De Schelde is onderhevig aan getijdenwerking van de monding tot in Gent, waar het getij
wordt tegengehouden door een sluis. Het totale Schelde-estuarium heeft een lengte van zo’n
160 km waardoor het één van de grootste van Europa is (Van Damme et al., 1995).
Getijden worden veroorzaakt door de aantrekkingskracht tussen enerzijds de aarde en
anderzijds de zon en de maan en door de inertiekracht. Hierbij kunnen er drie cycli
onderscheiden worden. De eerste cyclus wordt veroorzaakt door de rotatie van de aarde rond
haar as en heeft tot gevolg dat er tweemaal per dag hoog- en laagwater optreedt. Het deel van
de aarde dichtst bij de maan zal de grootste gravitationele aantrekking ondervinden, waardoor
het water naar de maan getrokken wordt en golven ontstaan. Aan de andere zijde zullen de
inertiekrachten de gravitatiekrachten overtreffen. Hierdoor zal het water in een rechte lijn
proberen voort te bewegen, weg van het aardoppervlak, waardoor er opnieuw golven
ontstaan. Over de rest van het aardoppervlak zijn de beide krachten in evenwicht.
Literatuurstudie 5
De tweede cyclus is afhankelijk van de rotatie van de maan rond de aarde en is
verantwoordelijk voor het maandelijkse springtij en doodtij. Bij nieuwe maan staan zon, maan
en aarde op een lijn waardoor de aantrekking nog versterkt wordt en er grotere golven
ontstaan. Bij volle maan doet zich het tegenovergesteld proces voor. De aarde bevindt zich
tussen maan en aarde waardoor de aantrekkingskrachten gedeeltelijk opgeheven worden.
De laatste cyclus wordt door de rotatie van de aarde rond de zon bepaald, wat hogere
tijgegevens oplevert in de winterperiode en lagere in zomerperiode. De afstand tussen de zon
en aarde is het kleinst in de winter, waardoor de aantrekkingskrachten vergroten (Ross, 1995).
Deze laatste cyclus wordt nog versterkt door de klimatologische omstandigheden. Dit komt
enerzijds door de sterke NW- winden in de winter die zorgen voor hogere golven vanuit zee
en anderzijds doordat de Schelde een rivier is waarvan het debiet grotendeels
neerslagafhankelijk is (Meire et al., 1995).
Figuur 2: De cycli van maan en aarde rond zon (naar: Ross, 1995)
Bij elke getijdencyclus stroomt er ongeveer 1 miljard m³ (50 000 m³/s) water binnen te
Vlissingen. Vanaf de monding dringt het tij als een langgerekte golf het estuarium binnen.
Door vernauwingen van de bedding zal de getijdenwerking stroomopwaarts echter sterk
vervormen, waardoor het vloedwater opstuwd wordt. Wrijvingsverliezen doen de opstuwing
gedeeltelijk weer teniet. De gemiddelde hoogwaterlijn bij de monding varieert tussen 4,46 m
TAW en 2,97 m TAW, respectievelijk spring- en doodtij. Eens in het estuarium nemen deze
waterhoogten toe tot 5,93 m TAW en 4,49 m TAW nabij Rupelmonde, maar verder
landinwaarts dalen deze weer ten gevolge van toegenomen wrijving tot 2,24 m TAW en 1,84
Literatuurstudie 6
m TAW in Gent (Temmerman et al., 2003). Bij stormtij, met sterke noordwestenwind, kan
het water 2 tot 3 m boven de gemiddelde hoogwaterlijn komen (Claessens & Meyvis, 1994).
2.1.3. Saliniteit
In het Schelde-estuarium komt er een grote variatie aan chlorideconcentraties voor: een
getijdenvariatie, een seizoensvariatie, een variatie linkeroever-rechteroever en een
longitudinale variatie. Voor de buitendijkse gebieden van het estuarium is er ook nog een
bijkomende parameter, namelijk deze bepaald door de hoogteligging.
Op basis van de longitudinale variatie in het zoutgehalte kan het estuarium in drie delen
opgedeeld worden (Figuur 3) (Meire et al., 1995):
De mariene zone tussen Vlissingen en Hansweert (> 10 g Cl- L-1)
De brakke zone tussen Hansweert en Rupelmonde (tussen de 10 en 3 g Cl- L-1)
De zoete zone tussen Rupelmonde en Gent (< 3 g Cl- L-1).
Figuur 3: Gradient in saliniteit langsheen de Schelde
Door het getij neemt het chloridegehalte toe bij vloed en daalt het bij eb. In Doel werd door
Leloup en Konietzko (1956) gedurende één getijdencyclus een verschil in chloridegehalte
opgemeten van 2000 mg L-1. De seizoenale variaties zijn vooral in de zoute en brakke zones
sterk uitgesproken. In het zoete deel vertoont het chloridegehalte geen seizoendifferentiatie
meer. Het verschil in chloridegehalte tussen linker- en rechteroever is des te waarschijnlijker
Literatuurstudie 7
naarmate de rivier breder wordt. Deze variatie is waarschijnlijk te wijten aan verschillen in
stromingen in de rivier (Van Damme et al., 1995).
Er is ook een belangrijke variatie volgens het type intergetijdenzone. De lager gelegen slikken
hebben een redelijk constant zoutgehalte omdat ze regelmatig overstroomd worden.
Aangezien schorren hoger liggen, worden ze minder vaak overstroomd. Regen zorgt door
uitspoeling ervoor dat de concentratie er lager is. Bij warm weer kan de concentratie hoger
zijn doordat water verdampt en zouten achterblijven (Hughes et al., 1998). Op het verschil
tussen slikken en schorren wordt in de volgende paragraaf dieper ingegaan.
2.1.4. Slikken en schorren
2.1.4.1. Ontstaan en ontwikkeling
Slikken zijn buitendijkse gebieden die ontstaan door sedimentatie met mariene of fluviatiele
sedimenten. Bij hoog water staan ze bijna altijd onder water. Als gevolg van verdere
aanslibbing zullen de slikken langzaam evolueren naar schorren. Deze hebben een veel lagere
overstromingsfrequentie en komen enkel nog tijdens springtij en stormen onder water te
staan.
Sedimentatie is een gevolg van het bezinken van gesuspendeerde stoffen. Het gehalte aan
gesuspendeerde stoffen is onderhevig aan grote tijdsgebonden variaties van enkele mg LP
-1P tot
200 mg LP
-1 (Van Damme et al., 2001). Deze waarden bereiken een maximum op de plaats
waar de inwaartse stroom van zout water stopt en gaat mengen met zoet water. De turbiditeit
is er maximaal. In het Schelde-estuarium ligt het turbiditeitsmaximum ter hoogte van
Antwerpen (Vanreusel & Coppejans, 2003). Hier komen dus vaste deeltjes samen, enerzijds
stroomafwaarts vervoerd door het rivierwater en anderzijds stroomopwaarts aangevoerd door
het zeewater. De menging van zoet en zout water zorgt ervoor dat de verblijftijd van de
partikels daar groter is, waardoor ook de sedimentatie wordt bevorderd (Baeyens et al., 1998).
Bovendien treedt hier floccultatie op. Colloïdale deeltjes van continentale oorsprong zullen
door toename van de saliniteit uitvlokken door verkleinen van de elektrische dubbellaag.
Hierdoor is de elektrostatische afstoting tussen verschillende deeltjes onvoldoende om de Van
der Waals krachten te blijven overwinnen en kunnen dus grotere vlokken gevormd worden
die sterker onderhevig zijn aan sedimentatie (Temmerman, 1988). Hierdoor fungeert het
Literatuurstudie 8
gebied tussen Antwerpen en de Nederlandse grens, waar door flocculatie het merendeel van
de zwevende deeltjes en de talrijk daaraan geadsorbeerde zware metalen neerslaan, als
natuurlijke eliminatiezone voor polluenten.
Bij sedimentatie zullen de zwaardere zanddeeltjes het eerst worden afgezet, vaak ter hoogte
van de slikkegebieden. De lichtere kleideeltjes blijven langer in suspensie en worden op de
hoger gelegen schorregebieden afgezet. Dit is het resultaat van de daling van de waterenergie
landinwaarts (Yang, 1999). Vegetatie zorgt er bovendien voor dat fijnere deeltjes
gemakkelijker sedimenteren (Smith & Frey, 1985). De afzetting van organisch materiaal
neemt ook toe met de hoogteligging. Williams en Hamilton (1995) vonden dat in de laag
gelegen slikkegebieden van de Fraserdelta (Canada) de hoeveelheid organisch materiaal in de
oppervlaktesedimenten gemiddeld slechts 4% was, terwijl dit in de schorregebieden al 45 %
was.
Bij vloed is de gesuspendeerde sedimentconcentratie boven een schor bij aanvang van de
getijdencyclus hoog en daalt ze tijdens het verder verloop ervan. Dit geeft aan dat het
gesuspendeerde sediment zich voortdurend afzet en dat er geen resuspensie plaatsgrijpt
tijdens de eb. Volgens Maldegem et al. (1993) treedt er wel resuspensie op in
schorrengronden. Netto blijft de hoeveelheid gesedimenteerd materiaal wel groter dan het
geresuspendeerd materiaal.
Uiteindelijk zal de schorhoogte een evenwicht bereiken. Pethick (1981) registreerde een
asymptotische relatie tussen het stijgen van de schorrebodem en de ouderdom van
zoutwaterschorren in Noord-Norfolk (UK) waaruit hij besluit dat jonge schorren zich zeer
snel opbouwen. In een studie beschreven door Temmerman et al. (2003) werd besloten dat de
groeisnelheid afneemt naarmate het oppervlak een evenwichtshoogte bereikt dat ongeveer 10
tot 20 cm boven het gemiddelde hoogwaterpeil uitkomt. Orson et al. (1998) nemen in hun
onderzoek aan, dat wanneer een schor zijn evenwichtshoogte bereikt, het nog verder groeit en
dit samen met de stijging van het zeeniveau.
2.1.4.2. Indeling van de schorren
Er kan het onderscheid gemaakt worden tussen een zout-, brak- en zoetwaterschor. Op een
zoutwaterschor wordt in de vegetatie enkel zouttolerante soorten aangetroffen waardoor er
Literatuurstudie 9
geen struiken of bomen groeien, maar wel soorten zoals Engels slijkgras (Spartina townsendii
G.), Zeeweegbree (Plantago maritima L.) en Gewone zoutmelde (Halimione portulacoides
L.) (Vanreusel & Coppejans, 2003). De zoutwaterschorren bevinden zich op Nederlands
grondgebied, tussen de monding en de Zimmermanpolder (Rilland).
Op een brakwaterschor komen dezelfde plantensoorten voor als bij de zoutwaterschor. Na
voldoende opslibbing en bij ontbreken van begrazing zal als climax een riet (Phragmites
australis Steud.) gedomineerde vegetatie ontstaan (Vanreusel & Coppejans, 2003). De
belangrijkste brakwaterschorren zijn het Groot Buitenschoor, het Galgenschoor en het Schor
van Ouden Doel. Deze schorren liggen stroomafwaarts van Antwerpen.
Ten derde is er de zoetwaterschor, waarvan de zoutconcentratie lager is dan 5 g L-1 en
zoutmijdende plantensoorten groeien. De uiteindelijke climaxvegetatie is er een van riet in de
komgronden en wilgenstruweel tot wilgenbos op de oeverwallen. De zoetwaterschorren
situeren zich stroomopwaarts van Burcht.
Onderzoek uitgevoerd door het Instituut van Natuurbehoud toonde aan dat drie verschillende
parameters determinerend zijn voor de differentiatie binnen de schorvegetaties. De
belangrijkste factor is de saliniteit van het Scheldewater, die zorgt voor de verdeling in zout-,
brak- en zoetwaterschorren. De tweede bepalende factor is het beheer van de schorren.
Verschillende beheersmethodes worden toegepast gaande van begrazing op de
brakwaterschorren over riet maaien op de zoet- en brakwaterschorren tot het kappen van
wilgenstruwelen in het zoetwaterschorren. De derde differentiërende parameter is de
overstromingsfrequentie die afhankelijk is van de hoogteligging. In onbeheerde
zoetwatergetijdengebieden komen bij een hoge overstromingsfrequentie vooral
pioniersvegetaties voor. Bij een overstromingsfrequentie van ongeveer 70 % zullen vooral
rietvegetaties overheersen, ruigtevegetaties worden vooral gevonden bij
overstromingsfrequenties lager dan 63 % en wilgen hebben de grootste kans van optreden bij
locaties die slechts bij minder dan 50 % van de vloedgolven overstromen (Vandenbussche et
al., 2002).
Literatuurstudie 10
2.1.4.3. Hydrologie van schorregebieden
De hydrologie van een schorregebied is volgens Mitsch en Gosselink (1993) de belangrijkste
factor voor biomassaproductie, vegetatiesamenstelling en nutriënten- en
toxinebeschikbaarheid. De getijdenwerking is de bepalende factor voor de hydrologie van een
schorregebied. Hiernaast zijn ook de invloed van de vegetatie, precipitatie, seizoenale
variaties in evapotranspiratie en variaties in regionale grondwaterstroming niet te
verwaarlozen (Nuttle & Harvey, 1988).
Door de getijdenwerking ontstaan er fluctuaties in de hoogte van de watertafel. Over het
algemeen nemen deze fluctuaties snel af in functie van de afstand tot de rivier. De
stijghoogteveranderingen zijn bijna verwaarloosbaar op ongeveer een 10 meter van de rivier
(Howes & Goehringer, 1994). Bovendien is er een vertraging tussen moment van optreden
van de getijden en de stijghoogtefluctuaties. Dit is te wijten aan de lage hydraulische
geleidbaarheid van de bovenste sedimentlaag. De verandering in grondwaterstand wordt
vooral veroorzaakt door de geleidbaarheid van de onderliggende goed doorlatende
(zand)lagen (Hughes et al., 1998).
Door capillaire opstijging zullen de bodems van de lager gelegen gebieden bijna altijd
verzadigd zijn en worden bijgevolg weinig beïnvloed door precipitatie en evapotranspiratie.
De watertafel van de hoger gelegen delen zit normaal dieper onder het oppervlak zodat de
vochtigheidsgraad van de bodem meer variabel is. De neerslag en verdamping hebben in deze
gebieden een veel grotere invloed. Neerslag heeft een belangrijk, maar kortstondig effect op
de grondwaterstand. Bovendien is er ook hier opnieuw een vertraging waarneembaar door de
lage permeabiliteit van de bovenste sedimentlaag, waardoor de infiltratie traag verloopt.
Evapotranspiratie is zeer belangrijk gedurende droge perioden en speelt een belangrijke rol in
de zoutbalans van de bodem (Hughes et al., 1998).
2.1.4.4. Metaalverontreiniging van de schorren
Bij sedimentatie worden ook de aan de sedimentdeeltjes geadsorbeerde zware metalen afgezet
in schorregebieden. De Grauwe (2003) vond een sterke correlatie tussen enerzijds de
totaalgehalten aan Pb, Ni en Zn in de schorren van het Schelde-estuarium en anderzijds de
concentraties aan organisch materiaal en klei. Santos et al. (2005) verklaarde deze sterke
correlatie tussen de verontreiningsgraad en de hoeveelheid organisch materiaal en klei
Literatuurstudie 11
doordat zware metalen door complexvorming en adsorptie gemakkelijk aan organisch
materiaal en klei kunnen binden. Bij sedimentatie van klei en OM zullen dus ook de eraan
gebonden zware metalen afgezet worden. In paragraaf 2.1.4.1 werd reeds gewezen op het feit
dat de afzetting van organisch materiaal en klei plaatsafhankelijk is in een schor en
voornamelijk bepaald wordt door de afstand tot de rivier en de aanwezige vegetatie.
Temmerman (1988) geeft ook aan dat de kwaliteit van het Schelde-sediment afhankelijk is
van de waterkwaliteit en omgekeerd. Dit wil zeggen dat verontreinigingsbronnen, onder
andere lozingen van industrie, vanuit het binnenland zullen bijdragen tot de graad van
verontreiniging van de sedimenten. In de schorren langs de Zeeschelde troffen Vandecasteele
et al. (2002) de grootste totaalgehaltes aan in de schorren stroomafwaarts van Gent en de
ringvaart, wat te wijten is aan de lozing van polluenten door de industrie aanwezig in die
regio.
De totaalgehalten van zware metalen in sedimenten zijn echter geen goede maat voor de
mobiliteit en ecotoxiciteit. Hiervoor is voornamelijk de verdeling tussen de vaste en opgeloste
fase van belang (Rieuwerts et al., 1998). De fractionatie van zware metalen in de bodem en de
inschatting van de mobiliteit wordt in de volgende paragrafen verder uitgewerkt.
2.2. Chemisch gedrag van zware metalen in de bodem In bodems komen zware metalen voor in verschillende vormen en fracties, die samen een
complex chemisch bodemevenwicht uitmaken (Verloo, 2004). Deze vormen zijn in Figuur 4
weergegeven:
Vrije ionen in de bodemoplossing ;
Oplosbare organominerale verbindingen en anorganische oplosbare complexen;
Geadsorbeerde ionen aan colloïdale deeltjes (kleideeltjes, amorfe oxiden van Fe en Al
en organisch materiaal);
Vaste stoffen: minerale neerslagen en onoplosbare complexen of mineralen.
Literatuurstudie 12
Figuur 4: Schematische voorstelling van de verdeling van de zware metalen in de bodem in de vloeibare
fase (vrij ion of als organische of anorganische complexen) en in de vaste fase (anorganische en organische
metaalverbinding of geadsorbeerd ion). Er kan ook opname of vrijstelling zijn door planten of micro-
organismen en uitloging naar het grondwater (naar: Brümmer, 1986).
De verdeling van een element over de verschillende vormen wordt voornamelijk
gecontroleerd door de evenwichtsconstanten van de reacties adsorptie en desorptie,
complexatie en decomplexatie, neerslaan en oplossen. Afhankelijk van de vorm waarin de
metalen voorkomen, zullen ze in meerdere of mindere mate mobiel zijn. Voornamelijk de
verdeling tussen de vaste en opgeloste fases is hier van belang (Rieuwerts et al., 1998). In een
bodem is de ligging van het evenwicht zelden constant. Seizoensvariaties in temperatuur,
sedimentatiesnelheden en primaire productie van biomassa, kunnen resulteren in temporele
variatie in poriënwaterconcentraties (Van den Berg et al., 1999).
Belangrijke parameters die de fractionatie van zware metalen in bodems beïnvloeden, zijn het
gehalte aan organisch materiaal, pH, redoxpotentiaal, bodemtextuur en saliniteit. In
overstromingsgebieden worden deze parameters (met uitzondering van bodemtextuur)
beïnvloed door de grondwaterstand en de frequentie van overstroming.
Literatuurstudie 13
2.2.1. Processen
2.2.1.1. Adsorptie en desorptie
Kationenuitwisseling van metalen is afhankelijk van de dichtheid van negatieve ladingen op
het oppervlak van bodemcolloïden (kleideeltjes, amorfe Fe- en Al- oxiden en organische
bodemcomponenten) en van de relatieve ladingen van de metalen in oplossing en op het
bodemoppervlak (Evans, 1989). Negatieve ladingen kunnen pH-afhankelijk zijn, bijvoorbeeld
als ze afkomstig zijn van hydroxylgroepen op kleimineralen en acetaatgroepen in organisch
materiaal. Fe- en Al-oxiden hebben een amfoteer karakter. De oxiden worden namelijk
geprotoneerd in een zuur milieu en in een basisch milieu zal dissociatie optreden. Permanente
negatieve ladingen ontstaan door isomorfe substitutie van bv. Si4+ door Al3+ in kleimineralen.
Om deze negatieve ladingen te compenseren, worden positief geladen bodemdeeltjes
geadsorbeerd op de colloïden.
Bij ionenuitwisseling of equivalente adsorptie treedt er competitie op tussen de kationen voor
adsorptie, waarbij kationen met een grotere valentie (lading) en een kleinere gehydrateerde
straal (of een grotere ionenstraal) preferentieel geadsorbeerd worden. De adsorptie van een
kation uit de bodemoplossing gaat gepaard met de vrijstelling van equivalente hoeveelheden
van andere kationen (Verloo, 2004).
Een ander adsorptieproces is specifieke adsorptie (Alloway, 1995). In dit proces vormen
kationen gedeeltelijk covalente bindingen met geladen minerale oppervlakken. Specifieke
adsorptie kan heel selectief zijn en hierdoor kan de adsorptiesnelheid van metalen door een
bodem hoger zijn dan door de CEC voorspeld zou worden. De mate waarin een bepaald
element in aanmerking komt voor een specifieke binding wordt bepaald door de mogelijkheid
om het metaalion te hydrolyseren. Metalen worden specifiek geadsorbeerd in de preferentiële
volgorde Cd < Zn < Cu < Pb.
2.2.1.2. Neerslaan en oplossen
Door neerslag of precipitatie kunnen metalen uit de bodemoplossing verwijderd worden.
Kationen met concentratie [MP
n+] en anionen met concentratie [Lm-] in een oplossing
precipiteren en vormen zodoende een neerslag, wanneer het product [M]m [L]n het
oplosbaarheidsprodukt Ks overschrijdt. Anionen die vaak reageren met kationische metalen
Literatuurstudie 14
zijn fosfaten, carbonaten, sulfaten en hydroxiden. Wordt een neerslag blootgesteld aan
wijzigende milieuomstandigheden, zoals redox en pH, dan kan deze gedeeltelijk of volledig
terug in oplossing gaan (dissolutie) (Verloo, 2004).
2.2.1.3. Complexatie en decomplexatie
Metaalcomplexatie bestaat uit de omringing van een centraal metaalion in oplossing door één
of meer organische of anorganische liganden. Een specifieke vorm van complexatie is
chelatie, waarbij de complexerende liganden twee of meer coördinatieverbindingen maken
met het metaalion (Lindsay & Norwell, 1978). De mate waarin complexvorming optreedt,
hangt af van de stabiliteitconstante van de complexen. De aanwezigheid van liganden kan de
mobiliteit van een metaal in de bodem verhogen, aangezien ze de oplosbaarheid van het
metaal in de bodemoplossing kunnen doen toenemen.
Complexerende organische liganden zijn onder meer citroenzuur, oxaalzuur, galluszuur of
structureel meer ingewikkelde zuren zoals fulvozuren en huminezuren (Evans, 1989).
Plantenwortels kunnen organische componenten uitscheiden die als complexerende liganden
werken en geadsorbeerde metalen op die manier in oplossing kunnen brengen (Krishnamurti
et al., 1997).
De belangrijkste anorganische liganden zijn hydroxide- en chloride-ionen, maar ook met
nitraten en sulfaten kunnen complexen gevormd worden. Het Cl--ion heeft een hoge affiniteit
voor Cd P
2+ waardoor meer cadmium in de bodemoplossing terechtkomt (Garcia & Page,
1976). De gevormde complexen kunnen ook onoplosbaar zijn, zoals humaten in zuur milieu
(Verloo, 2004).
2.2.1.4. Occlusie
Occlusie is de afzetting van een laagje Fe2O3B, MnO2 B, CaCO3 of organisch materiaal op een
kleideeltje, waarbij op dat deeltje geadsorbeerde kationen worden ingesloten (Tessier et al.,
1996).
Literatuurstudie 15
2.2.1.5. Opname in de mineraalstructuur
Metalen kunnen ook van nature in een mineraalstructuur opgenomen zijn of worden.
Aangezien deze metalen slechts zeer langzaam worden vrijgesteld en bijgevolg op korte
termijn weinig mobiel zijn, wordt hier niet verder op ingegaan.
2.2.2. Factoren die de fractionatie beïnvloeden
2.2.2.1. Invloed van de pH
De pH wordt meestal beschouwd als de belangrijkste parameter die concentraties van
opgeloste metalen beïnvloedt. De oplosbaarheid van metalen stijgt in principe bij lagere pH-
waarden en daalt bij hogere pH-waarden. Dit geldt voor metalen die als kation voorkomen.
Jin et al. (2005) troffen grotere Pb-concentraties aan in theebladeren (Camellia sinensis) die
groeiden op zure bodems (pH 3) dan bij bodems met pH 6. Voor sommige metalloïden, die
oxyanionen vormen in oplossing (bv. CrO4 B
2- en AlSO4 B
3-) geldt dat sorptie aan de vaste fase
hoger is bij lage pH (McLaughlin et al., 1998).
Kationadsorptie is pH-afhankelijk omdat bij stijgende pH het bodemcomplex meer negatief
geladen wordt door de dissociatie van functionele groepen van organisch materiaal en ijzer-en
aluminumoxiden. De compenserende adsorptie van positieve ionen zal dus stijgen bij
stijgende pH. Het omgekeerde effect treedt op bij een lage pH waar de kationadsorptie
verkleint. Hierbij komt dan nog het competitie-effect van H+-ionen voor de negatieve
adsorptieplaatsen. In erg zure gronden wordt Al3+ vrijgesteld uit Al(OH)3. Dit driewaardig
kation zal ook in competitie treden met andere kationen voor adsorptieplaatsen (Basta &
Tabatabai, 1992).
De zuurtegraad heeft ook een effect op de neerslag en oplossingsreacties in de bodem. Bij
hogere pH kunnen kationen neerslaan met hydroxiden aanwezig in oplossing.
Complexatie door organische zuren is pH-afhankelijk omdat de complexstabiliteit van
fulvozuren toeneemt bij stijgende pH. Volgens Verloo (1974) komen er twee
stabiliteitsmaxima voor, een eerste bij ± pH 6 en een tweede rond pH 9. Dit kan
toegeschreven worden aan de dissociatie van functionele –COOH en –OH groepen in de
fulvozuur-molecule. Huminezuren daarentegen zijn onoplosbaar bij pH < 1 en lossen
Literatuurstudie 16
geleidelijk op bij toenemende pH. In een alkalisch milieu (pH > 7) zijn ze volledig oplosbaar.
Ze gedragen zich echter als een colloïdaal systeem, waardoor ze kunnen uitvlokken met
kationen in oplossing (Verloo, 2004).
Een belangrijk aspect van het effect van de pH op metaalmobiliteit is de buffercapaciteit van
bodems. CaCO3 ontbindt bij verlagende pH volgens de volgende reactie:
CaCO3 + 2 H+ → Ca2+ + H2O + CO2
In bodems met CaCO3 is de pH meestal stabiel tussen 6,5 en 8,5. De pH van niet
kalkhoudende bodems ligt beneden 6,5. Helios-Rybicka et al. (1994) ondervonden dat een
hoog carbonaatgehalte de buffercapaciteit van de bodem verhoogde. Als gevolg van de
constante en hoge pH, zouden hoge concentraties aan metalen niet snel uitlogen. Bij een pH
lager dan 6,5 zullen kleimineralen zorgen voor buffering. Een voorbeeld is de transformatie
van K-veldspaten die omgezet worden tot kaoliniet volgens:
2 KAlSiO3O8 + 2 H+ + 9 H2O → 2 K+ + Al2Si2O5(OH)4 + 4 H4SiO4
Kationenuitwisseling staat ook in voor verwijdering van H P
+ uit de bodemoplossing bij pH
tussen 4 en 6,5 en vormt dus ook een soort van buffering:
Sorptiecomplex – Ca + 2 HP
+ → sorptiecomplex – H2 + Ca B
2+
Tenslotte zal de buffering bij zeer zure bodems (pH < 4) gebeuren door Al-hydroxiden,
waarbij er Al3+ vrijgesteld wordt.
Al(OH)3 + 3 H+ → Al3+ + 3 H2O
Het effect van de pH op de oplosbaarheid van metalen wordt door Rieuwerts et al. (1998) als
volgt samengevat. Adsorptie van metalen kan significant worden bij pH 3-5 voor Pb en Cu en
rond pH 5-6,5 voor Zn en Cd. Adsorptie van Cd is ook waargenomen bij pH 3,7 en pH 4.
Neerslag van onoplosbare verbindingen blijkt belangrijk te worden bij pH 6-7 voor Pb, Zn,
Cd en Cu.
Literatuurstudie 17
2.2.2.2. Invloed van de redoxpotentiaal
Oxidatie-reductiereacties omvatten de stroom van elektroden van een reductans naar een
oxidans. De oxidatie-reductietoestand wordt uitgedrukt als een potentiaal. De redoxpotentiaal
Eh is een kwantitatieve maat voor de electronenbeschikbaarheid (Verloo & Cottenie, 1985).
In een droge, goed verluchte bodem worden hoge redoxpotentialen gemeten, terwijl in een
bodem die onder water staat en rijk zijn aan organisch materiaal meestal lage Eh-waarden
worden gemeten (Evans, 1989). Wanneer een bodem wordt overstroomd, wordt de diffusie
van O2 vanuit de lucht naar de bodem sterk gehinderd en verdringt het water de lucht in de
poriën. Wanneer de zuurstof limiterend wordt voor het metabolisme van de aërobe bacteriën,
vinden er een aantal sequentiële reductieprocessen plaats met een daling van de
redoxpotentiaal (Tabel 1).
Tabel 1: Redoxpotentiaal bij de opeenvolgende reductieprocessen in anoxische sedimenten bij pH= 7 en
25°C (naar: Zumdahl, 1992)
Reactie Eh (mV) Reductie van O2 O2 + 4 H+ + 4 e- ↔ 2 H2O 812 Reductie van NO3
-
2 NO3- + 12 H+ + 12 e- ↔ N2 + 6 H2O 747
Reductie van Mn4+ Mn4+ + 4 H+ + 2 e- ↔ Mn2+ P + 2 H2O 526 Reductie van Fe3+
Fe3+ + 4 H+ + e- ↔ Fe2+P + 2 H2O -47
Reductie van SO42-
SO42- + 10 H+ + 8 e- ↔ H2S + 4 H2O -221
Reductie van CO2 CO2 + 8 H+ + 8 e- ↔ CH4 + 2 H2O -244
In een eerste stap wordt NO3- omgezet tot N2 door denitrificerende micro-organismen. Dit
gebeurt bij een redoxpotentiaal vanaf 747 mV. Wanneer de redoxpotentiaal nog verder daalt,
worden ook de Mn-oxiden gereduceerd. Bij de reductie wordt Mn tweewaardig en oplosbaar.
Wanneer de redoxpotentiaal gedaald is tot -47 mV, worden ook Fe-oxiden gereduceerd en
komt oplosbaar tweewaardig Fe vrij. Indien sulfaten aanwezig zijn, kunnen in een volgende
stap de sulfaten omgezet worden tot sulfiden door sulfaatreducerende micro-organismen. Dit
proces start vanaf redoxpotentialen onder de –221 mV. In een laatste stap wordt methaan
gevormd door methanogene bacteriën. Dit gebeurt enkel bij zeer lage redoxpotentialen en dus
onder andere in gronden die al lang onder water staan (Zumdahl, 1992).
Literatuurstudie 18
De reductie en het oplossen van Fe- en Mn-oxiden kan de mobiliteit en de biobeschikbaarheid
van zware metalen doen toenemen doordat er geoccludeerde zware metalen vrijgesteld
worden. Zo wordt Zn in geoxideerde omstandigheden geassocieerd met Fe- en Mn-oxiden. In
gereduceerde omstandigheden kan Zn worden vrijgesteld door de reductie van Fe- en Mn-
oxiden. Zn kan zich herverdelen en er kan een shift optreden naar associatie met sulfiden en
carbonaten (Bostick et al., 2001).
Bij de reductie van sulfaat worden metaalsulfiden gevormd zoals ZnS, CdS, NiS, PbS, CuS.
Deze sulfiden zijn onoplosbaar en slaan neer. Op deze manier kan de concentratie van zware
metalen in de bodemoplossing dalen.
Omgekeerd, bij het oxideren van een gereduceerde grond, kan de verandering in
redoxpotentiaal een sterke invloed hebben op de mobilisatie van zware metalen. In
experimenten van Gambrell en Patrick (1989) werd het effect van de redoxpotentiaal
onderzocht op de gehalten aan Cu, Zn en Cd in hun verschillende anorganische en organische
chemische vormen. In gereduceerde omstandigheden was Cu sterk geassocieerd met de
organische of sulfidenfase, maar in geoxideerde omstandigheden bleek Cu geassocieerd met
de Fe-oxide fase. Cd bleek veel minder geïmmobiliseerd door hoog moleculaire organische
stoffen en gehydrateerde Fe-oxiden en was dus veel meer mobiel.
Tussen de verschillende sequentiële reductieprocessen kan er een overlapping zijn en het ene
proces moet dus niet stoppen om het andere in gang te zetten. Kashem en Singh (2000)
signaleerden dat de reductieprocessen van NO3- en Mn4+ overlapten. Charlatchka en Cambier
(2000) vermeldden opgelost Mn2+ in de aanwezigheid van NO3- maar dit was niet het geval
met Fe2+.
De intensiteit van reductie is groter in de aanwezigheid van organisch materiaal (OM). Dit
OM wordt immers geoxideerd en de bodemcomponenten worden gereduceerd door de
anaërobe microbiële respiratie. Dit resulteert in een lagere redoxpotentiaal en een hogere pH
dan in bodems met een lager gehalte aan OM (Kashem & Singh, 2000). In sedimenten leidt
de afbraak van OM tot een daling van de redoxpotentiaal met de diepte (Van den Berg et al.,
1999).
Literatuurstudie 19
2.2.2.3. Invloed van organisch materiaal
Organisch materiaal accumuleert aan het bodemoppervlak, vooral als gevolg van de afbraak
van plantenmateriaal. Het kan onder verschillende vormen voorkomen, al naargelang de
vorderingsgraad van de afbraak van afgestorven plantenmateriaal. Het eindproduct van dit
afbraakproces is humus, een polymeer met functionele groepen die in water dissociëren en
een pH-afhankelijke lading bezitten, wat metaalcomplexatie toelaat. Ook adsorptie aan
organisch materiaal is een manier waarop metalen kunnen vastgehouden worden (Evans,
1989). Belangrijk in deze bovenste laag, is dat organisch materiaal potentieel veel
atmosferische geprecipiteerde metalen kan vasthouden (Rieuwerts et al., 1998).
Humusverbindingen zijn poly-elektrolyten die functionele groepen bezitten met pH-
afhankelijke ladingen. Ze vormen met metalen organo-minerale complexen. De functionele
groepen die verantwoordelijk zijn voor de reactiviteit, complexatiecapaciteit en oplosbaarheid
van deze humusverbindingen zijn voornamelijk hydroxyl- en acetaatgroepen. Ook functionele
groepen op aromatische ringen en via waterstofbindingen gebonden aminozuren zijn in staat
zware metalen te weerhouden.
In functie van hun oplosbaarheid, kunnen humuscomponenten onderverdeeld worden in
huminezuren, enkel oplosbaar in alkali, en fulvozuren, oplosbaar in zuur en basisch midden.
Huminezuren hebben over het algemeen een groter moleculair gewicht dan fulvozuren door
de toegenomen polymerisatie. De scheikundige samenstelling is echter vrij analoog. Zowel
fulvo- als huminezuren vertonen verschillende interacties met sporenelementen. Fulvozuren
vormen hoofdzakelijk chelaten met metaalionen over een breed pH-gebied en verhogen aldus
de oplosbaarheid en activiteit van zware metalen. Fulvozuren vertonen een bepaalde
selectiviteit t.o.v. metaalionen, wat tot uiting komt in de stabiliteitsconstanten van de
complexen. Deze nemen af in de volgorde Cu > Pb > Zn en zijn pH-afhankelijk.
Huminezuren vormen hoofdzakelijk onoplosbare complexen met metaalionen en kunnen dus
beschouwd worden als een organische pool voor sporenelementen (Verloo, 2004).
Een deel van het organisch materiaal is wateroplosbaar (DOM, Dissolved Organic Material)
en speelt bijgevolg een belangrijke rol in de verdeling van metalen over de vaste fase en de
bodemoplossing. Door zijn netto-negatieve lading bij een typische bodem-pH is DOM zeer
mobiel in het bodemsysteem (Ashworth & Alloway, 2004). Bij toename van de concentratie
aan DOM in de bodemoplossing kunnen contaminanten van de vaste bodemdeeltjes
Literatuurstudie 20
desorberen. Naast de pH blijkt de concentratie aan Ca de belangrijkste regulerende factor te
zijn voor de DOC-concentratie in de bodemoplossing. Calcium kan immers kationbruggen
vormen tussen de negatief geladen vaste deeltjes en het negatief geladen DOC. Dit zorgt
ervoor dat de organische stof aan het grondoppervlak gebonden blijft (Japenga et al.,1995).
2.2.2.4. Invloed van de bodemtextuur
De textuur van een bodem wordt bepaald door de granulometrie of korrelgrootteverdeling van
een bodem. Er wordt onderscheid gemaakt tussen 3 fracties. De zandfractie komt volgens de
Belgische textuurdriehoek overeen met de deeltjes groter dan 50 µm. Zandbodems bezitten
vrij grote drainageporiën en de bergingscapaciteit is laag. Voedingselementen zoals NO3-, K+,
Mg2+ en Ca2+ logen uit naar diepere lagen en de bovenste lagen worden dus chemisch arm. De
tweede fractie is de leemfractie waarin de deeltjes met grootte van 2 µm tot 50 µm zitten.
Deze fractie bezit een veel hogere waterbergingscapaciteit en is chemisch minder arm. De
fractie kleiner dan 2 µm is de kleifractie. Door hun negatieve lading kunnen kleimineralen
metalen aan hun oppervlak binden (Vandecasteele & Devos, 2003).
Algemeen zijn metalen in kleiige bodems sterker gebonden aan het oppervlak van de
bodemdeeltjes (kleimineralen) dan in zandige bodems (Eriksson, 1989). Deze adsorptie
gebeurt door zowel ionenuitwisseling als specifieke adsorptie. De meeste fyllosilicaten
hebben permanente negatieve oppervlakteladingen, onstaan door isomorfe substitutie van
kationen in hun kristalrooster. De vervanging van Si4+ door Al3+ in de tetraëderlaag is hier een
voorbeeld van. Deze ladingen zijn pH-onafhankelijk. Uit een studie van Tack en Verloo
(1996) kwam naar voor dat het Zn-gehalte in planten onderdrukt werd in bodems met < 70%
zand of > 10 % klei.
2.2.2.5. Aanwezigheid van kationen en anionen in de bodemoplossing
Omwille van verschillen in ladingen en in gehydrateerde ionstralen tussen kationen, ontstaat
er een selectiviteit bij de adsorptie ervan (Evans, 1989).
De concentratie aan basische kationen, vooral Ca2+P, is een belangrijke parameter die het
gedrag van zware metalen in bodems bepaalt. In veel bodems is het aandeel van Ca2+P in de
totale hoeveelheid kationen groter dan 90% (Rieuwerts et al., 1998). De Ca2+P-competitie is
Literatuurstudie 21
groter voor Zn en Cd dan voor Cu en Pb. Dit kan verklaard worden door het feit dat Zn en Cd
voornamelijk ingeschakeld zijn in gewone uitwisselingsreacties, terwijl voor Pb en Cu meer
specifieke reacties zoals interacties met organische bodemverbindingen en amorfe oxiden van
Fe, Mn of Al belangrijker zijn (Verloo, 2004).
Anionen in de bodemoplossing kunnen oplosbare complexen vormen met metaalionen, wat
de concentratie in de bodemoplossing verhoogt. Een voorbeeld is de vorming van mobiele
Cd-complexen in verzilte bodems (Garcia & Page, 1976). Uit een studie van Moors (2003)
blijkt dat er een positieve relatie bestaat tussen de concentratie Cd in de wortels van riet
(Phragmites australis Steud.) en het chloridegehalte van sedimenten op schorren langs de
Schelde. Dit wijst dus op een hogere biobeschikbaarheid van metalen bij een stijging van de
zoutconcentratie in de schorbodems, doordat de chloriden minder sterk geadsorbeerde
metaalionen in oplossing brengen.
2.2.2.6. Invloed van biologische factoren
In zekere mate hangt de oplosbaarheid van metalen in de bodem ook af van biologische
factoren. Chemolithotrofe bacteriën kunnen de bodem verzuren en zo metaalmobiliteit
verhogen of metalen neerslaan in de vorm van sulfiden (Ernst, 1996). Bacteriën kunnen ook
metalen adsorberen aan functionele groepen van de celwand, zoals amino-, carboxyl-,
hydroxyl-, en fosfaatgroepen (Fein et al., 1997).
Wortelactiviteit beïnvloedt het chemisch gedrag van metalen in bodems door de uitstoot van
zure componenten zoals H2CO3, waardoor het effect van lagere pH optreedt. Organische
wortelelexudaten treden ook op als complexvormers met metalen en kunnen geadsorbeerde
metalen in oplossing brengen (Krishnamurti et al., 1997). Bovendien kunnen planten in
anoxische omstandigheden zuurstof van de bladeren naar de wortels transporteren. Hierdoor
ontstaat er in de rhizosfeer een oxisch milieu, waarin meer metalen in oplossing zijn (Verloo,
2004).
Literatuurstudie 22
2.3. Inschatten van de metaalmobiliteit
2.3.1. Het begrip metaalmobiliteit
Voor de mobiliteit van een metaal is niet de totale concentratie van het metaal van belang
maar voornamelijk de verdeling tussen de vaste en opgeloste fase. Afhankelijk van de vorm
waarin de metalen voorkomen, zullen ze in meerdere of mindere mate mobiel zijn. (Rieuwerts
et al., 1998). De metaalmobiliteit is een maat voor de verspreiding en biobeschikbaarheid van
het metaal in de bodem. De uiteindelijke hoeveelheid aan zware metalen die door de biota
wordt opgenomen, wordt ook sterk bepaald door het soort organisme en zijn affiniteit voor
het metaal (Peakall & Burger, 2003).
De relatieve mobiliteit van de verschillende metalen kan uitgedrukt worden als de verhouding
tussen de opgeloste tot de gebonden hoeveelheid metalen (Brümmer, 1986). Cottenie et al.
(1982) beschreven de relatieve mobiliteit als het percentage van de totale concentratie van
ieder metaal dat opgelost is bij een pH lager dan 6. Volgens deze interpretatie moet de
mobiliteit in zure bodems afnemen volgens Cd > Zn > Ni > Mn > Cu > Pb > Hg.
De normen die gelden voor de sanering van Vlaamse bodems (Vlarebo, 1996) zijn uitgedrukt
ten opzichte van de totale concentratie metalen in de bodem. Er wordt gedeeltelijk rekening
gehouden met de mobiliteit doordat de normconcentraties omgerekend worden in functie van
de gehalten aan klei en organisch materiaal in de bodem. Dit zijn echter maar twee van de
vele parameters die de mobiliteit beïnvloeden.
Het inschatten van de metaalmobiliteit kan op indirecte wijze gebeuren door het bepalen van
de SEM/AVS ratio van de bodem of op directe wijze door het bemonsteren van het
poriënwater (Bufflap & Allen, 1995a).
2.3.2. De parameter SEM/AVS
2.3.2.1. SEM/AVS als maat voor metaalmobiliteit
Zoals in paragraaf 2.2.2.2 reeds werd aangehaald, wordt de metaalmobiliteit bij anaërobe
sedimenten in sterke mate beïnvloed door de vorming van weinig oplosbare metaalsulfiden.
Het gehalte aan metaalsulfiden kan operationeel gemeten worden als Acid Volatile Sulfide
Literatuurstudie 23
(AVS). AVS is gedefinieerd als de hoeveelheid sulfide die vrijkomt na een extractie van het
sediment met HCl bij een pH lager dan 1, waarbij het aanwezige sulfide in de vorm van HB2 BS-
gas uit het monster ontsnapt (Allen et al., 1993).
De gevormde sulfiden slaan neer met de in het poriënwater aanwezige metalen, waarbij het
meest stabiele precipitaat zal gevormd worden, dat wil zeggen het precipitaat met het laagste
oplosbaarheidsproduct. In Tabel 2 worden de oplosbaarheidsproducten voor de verschillende
metaalsulfiden weergegeven.
Tabel 2: Oplosbaarheidsproducten van metaalsulfiden (naar: Zumdahl, 1992)
Metaalsulfide Ksp MnS 2,3.10-13
FeS 3,7.10-19
ZnS 3,0.10-21
NiS 2,5.10-22
CdS 1,0.10-28
PbS 7,0.10-29
CuS 8,5.10-45
Als men cadmiumzout toevoegt aan een bodem waarin ijzersulfide aanwezig is, dan zal dit
cadmiumion het ijzer verdringen met de vorming van cadmiumsulfide. Dit is een belangrijk
gegeven aangezien de cadmiumionen een veel grotere ecotoxicologische effect hebben dan de
ijzerionen (van den Hoop et al., 2000).
De Simultaan Geëxtraheerde Metalen (SEM) zijn die metalen die vrijgesteld worden bij
extractie van Zuur Extraheerbare Sulfiden (AVS). De metalen neergeslagen als sulfiden zijn
weinig biobeschikbaar, terwijl de overige een risico kunnen vormen met betrekking tot
biobeschikbaarheid. De ratio SEM/AVS of het verschil AVS-SEM wordt dus als een maat
beschouwd voor de potentieel biobeschikbare metaalfractie (Long et al., 1998). Bij een
SEM/AVS verhouding kleiner dan 1 (AVS-SEM > 0), is de kans op verspreiding van zware
metalen en daarmee ook op nadelige effecten voor de organismen die in of op de bodem leven
sterk gereduceerd in vergelijking met situaties waarin SEM/AVS > 1.
Bij deze beoordelingsmethode wordt ervan uitgegaan dat metalen alleen onder de vorm van
sulfiden in de bodem worden vastgelegd. In werkelijkheid zijn er ook nog andere
bindingsvormen in de bodem zoals organisch materiaal of metaaloxiden, waardoor er fouten
kunnen optreden bij de inschatting van metaalmobiliteit (Allen, 1993). Bennett en Cubbage
Literatuurstudie 24
(1992) vonden geen correlatie tussen het toxisch effect van koper bij planten en de AVS/SEM
ratio. Hun verklaring hiervoor was dat organisch materiaal in de bodem een belangrijkere
bindingspartner is voor koper dan AVS.
2.3.2.2. Seizoenale en ruimtelijke variaties in het AVS-gehalte
In mariene waterbodems worden over het algemeen lagere AVS concentraties verwacht dan
in zoetwaterbodems. Dit hangt samen met de lagere organische stofgehalten in deze
waterbodems en de vorming van pyriet (FeS2). Pyriet is vrij stabiel en wordt bij de
bovenbeschreven analytische procedure niet als AVS gemeten (van den Hoop et al., 2000).
Algemeen neemt het AVS gehalte toe tot een bepaalde diepte, welke in zoetwaterbodems
bepaald wordt door de snelheid van sulfaatreductie en de biobeschikbaarheid van sulfaat (Yu
et al., 2001). De hogere bodemlagen kunnen minder aëroob zijn en meer sulfiden bevatten
dan de lagere bodemlagen, wat verklaard kan worden door het zuurstofverbruik in de toplaag
bij de afbraak van het organisch materiaal.
Het AVS-gehalte varieert bovendien met de seizoenen eventueel in combinatie met de
tijdelijke stratificatie van de waterkolom. Uit een studie van van den Hoop et al. (1997)
bleken de gehaltes aan AVS te schommelen gedurende het jaar. Op het einde van de zomer en
gedurende de herfst werden hogere sulfidenconcentraties waargenomen. De SEM gehaltes
bleven echter constant gedurende het jaar, wat dus leidde tot een verhoging van de SEM/AVS
ratio in die periode.
2.3.3. Poriënwaterbemonstering
2.3.3.1. Speciatie in de bodemoplossing
Zoals in Figuur 4 weergegeven, kunnen de metalen in de bodemoplossing in drie
verschillende manieren voorkomen, namelijk als vrij ion en als organisch of anorganisch
complex.
Ionensterkte, pH en elektronenactiviteit zijn de drie belangrijkste factoren die de speciatie in
de bodemoplossing beïnvloeden, alhoewel volgens Ritchie en Sposito (2002) de relatieve
concentraties en de complex-affiniteit van anionen en kationen even belangrijk zijn. Zo zullen
Literatuurstudie 25
chloriden door de vorming van anorganische complexen de concentratie Cd en Hg in de
oplossing doen stijgen (Garcia & Page, 1976).
2.3.3.2. De extractieprocedures
Bufflap en Allen (1995a) onderscheiden vier methoden voor de extractie van poriënwater.
Twee ervan, squeezing en centrifugatie, zijn ex-situ. Dit houdt in dat er sediment uit het
natuurlijk systeem moet worden verwijderd. Bij squeezing wordt meestal door het
bodemmonster een inert gas geperst zodat het bodemwater vrijgesteld wordt. Centrifugatie is
tijdrovend en vereist bovendien vaak nog extra filtratie (Knight et al., 1998). De andere twee,
vacuümfiltratie en dialyse hebben het voordeel dat ze in-situ zijn. Bij dialyse laat men een
hoeveelheid gedemineraliseerd water in evenwicht komen met bodemwater om op die manier
de chemische concentraties in bodemwater te bepalen.
Vacuümfiltratie is de meest gebruikte methode aangezien hier, bij voldoende kleine
poriëndiameter van de filter, geen residuele deeltjes aanwezig zijn. Deze kunnen het
meetresultaat beïnvloeden door enerzijds interferentie in de analytische procedure en
anderzijds kan door sorptie van de metalen aan deeltjes de metaalconcentratie in het
poriënwater veranderen. Aan deze methode zijn echter ook een aantal nadelen verbonden. Bij
het gebruik van keramische cups kan er adsorptie van geladen groepen, vooral
sporenelementen, fosfor en ammoniumgroepen optreden (Grossman & Udluft, 1991). Als
alternatief voor de keramische cups zijn rhizons ontworpen. Deze meettoestellen zijn uit
plastiek gemaakt en laten toe op verschillende diepten in het bodemprofiel simultaan te
bemonsteren (Luo et al., 2003). Volgens Knight et al. (1998) zouden deze rhizons geen
kationenuitwisselingscapaciteit hebben.
Bij al deze extractieprocedures kunnen een aantal factoren het meetresultaat beïnvloeden,
zoals temperatuur en metaalcontaminatie van de apparatuur. De stalen moeten voor aanzuring
ook in een inerte atmosfeer bewaard worden, zodat er geen oxidatie kan optreden. Door
temperatuurverschil kan het chemisch evenwicht verschuiven (Bufflap & Allen, 1995b). Als
bodems of sedimenten te droog zijn en het bodemwater niet bemonsterd kan worden, kan
water gebruikt worden als extractiemiddel om de potentieel biobeschikbare metaalfractie in te
schatten. In dit geval kunnen verschillende extractieverhoudingen (liquid solid ratio) en
Literatuurstudie 26
evenwichtstijden gebruikt worden, wat het moeilijk maakt om data van verschillende studies
onderling te vergelijken (Tack et al., 2002).
Doelstelling 27
3. Doelstelling
Dit onderzoek heeft als doelstelling een beter inzicht te krijgen in de potentiële
metaalmobiliteit in de sedimenten van intergetijdenzones langs de Schelde. Meer specifiek
wordt het volgende onderzocht:
de invloed van de hydrologie en redoxomstandigheden op de vrijstelling van metalen
in sedimenten, rekening houdend met de ruimtelijke en temporele variabiliteit van
deze parameters
de invloed van bodemkarakteristieken op metaalmobiliteit
het verband tussen de aanwezigheid van metalen in verschillende meer en minder
mobiele, operationeel gedefinieerde fracties op de concentraties aan metalen in de
bodemoplossing.
Tevens is het de bedoeling enkele methoden te evalueren die momenteel gebruikt worden om
metaalmobiliteit en potentiële mobilisatie in sedimenten in te schatten.
Hiertoe worden zowel veldmetingen als een experiment onder serrecondities uitgevoerd. De
serreproef heeft vooral als doelstelling onder meer gecontroleerde omstandigheden de invloed
van de hydrologie na te gaan op de vrijstelling van metalen bij bodems met uiteenlopende
bodemeigenschappen. Ten slotte worden de conclusies uit de serreproef getoetst aan de
metingen in veldomstandigheden.
Materiaal en methode 28
4. Materiaal en methode
4.1. Veldwaarnemingen Tussen Berlare en Doel werden in 11 schorregebieden langs de Schelde metingen uitgevoerd.
In ieder schorregebied werden een peilbuis geplaatst, alsook een buis waarop op vier
verschillende diepten rhizons zijn bevestigd. Deze dienen enerzijds om de grondwaterstand
op te meten en anderzijds om het poriënwater te bemonsteren. Hierop werd tussen oktober en
maart drie bemonsteringen uitgevoerd. Bovendien werd er in maart ook na een kortere
tijdsintervallen bemonsterd om een betere inschatting te kunnen maken van de temporele
variatie. Vervolgens werden op ieder schor bodemmonsters genomen, op vier verschillende
diepten overeenstemmend met de diepten waar de rhizons zich bevinden. Van deze
bodemmonsters werden de totale en de uitwisselbare metaalgehalten bepaald. Ook werden
enkele parameters die de aard van de bodemmonsters karakteriseren, geanalyseerd.
4.1.1. Situering van de bemonsteringsgebieden
Er werd bemonsterd in 11 schorrengebieden langs de oever van de Zeeschelde. De
coördinaten van de monsternameplaatsen en een overzichtskaart zijn weergegeven in
respectievelijk Tabel 3 en Figuur 5.
Tabel 3: Coördinaten van de bemonsterde gebieden
Noorderbreedte Oosterlengte Doel 51° 21.005' 4° 13.669' Ketenisse 51° 17.378' 4° 18.284' Galgenschoor 51° 18.228' 4° 17.276' St. Annastrand 51° 21.006' 4° 13.670' Galgenweel 51° 12.657' 4° 22.515' Kruibeke 51° 09.811' 4° 19.545' Bazel 51° 08.534' 4° 19.523' Rupelmonde 51° 07.663' 4° 18.146' Kijkverdriet 51° 07.268' 4° 15.786' Bornem 51° 07.137' 4° 12.875' Kramp 51° 03.108' 4° 09.441' Konkelschoor 51° 17.378' 4° 18.284'
Materiaal en methode 29
Figuur 5: Overzichtskaart van de bemonsterde gebieden
Konkelschoor: Berlare, 131.39 km van de monding
Dit 2.18 ha grote zoetwaterschor wordt momenteel beheerd door Natuurpunt v.z.w.. Het
bestaat uit een gesloten rietkraag met enkel op de zomerdijk dominantie van ruigtekruiden
zoals reuzenbalsemien (Impatiens glandulifera Royle).
Kramp: Kastel, 114.45 km van de monding
De grootste meander van de Schelde is de Kramp ter hoogte van Moerzeke-Kastel. Vroeger
was dit schorgebied van 9 ha een bedijkte weide. Men vindt hier nu sterk verruigde
rietvegetaties en wilgenstruwelen.
Het schor bij Bornem: Bornem, 98.11 km van de monding
Dit is een schorgebied nabij de brug van Temse. Het is niet in beheer waardoor schietwilg
(Salix alba L.) de overheersende vegetatie is op de hoger gelegen delen en rietvegetatie op de
lager gelegen delen.
Materiaal en methode 30
Figuur 6: Schor bij Bornem (links) en Kijkverdriet (rechts)
Kijkverdriet: Steendorp, 94.39 km van de monding
Dit 4,8 ha grote schor, tegenover de steenbakkerij van Steendorp, is sinds 1998 eigendom van
AMINAL afdeling natuur. Tot 1950 werd dit gebied gebruikt als weide. Momenteel is het
grootste gedeelte van het schor begroeid met riet (Phragmites australis Steud.) dat jaarlijks
wordt gemaaid.
De schorgebieden bij Rupelmonde, Bazel en Kruibeke:
Rupelmonde, 91.71 km van de monding
Bazel, 88.94 km van de monding
Kruibeke, 86.35 km van de monding
Deze aaneengesloten reeks van smalle schorren wordt voornamelijk bedekt door
rietgedomineerde vegetaties en werd recent vrij sterk verstoord door de aanleg van
gecontroleerde overstromingsgebieden in het kader van het Sigmaplan.
Het schor bij het Galgenweel: Burcht, 79.45 km van de monding
Dit is het eerste bemonsterde schor stroomafwaarts dat onder invloed staat van brak
Scheldewater. Het is een lang en relatief smal schor dat gelegen is tussen de Kennedytunnel
en de Waaslandtunnel. Het is begroeid met rietgedomineerde vegetaties en biezen.
Het schor bij het Sint-Annastrand: Antwerpen, 75.99 km voor de monding
Dit zeer zandige schor is gelegen tussen het Sint-Annnastrand en de jachthaven van
Antwerpen. De rietkraag die het gehele schor bedekt, is ongeveer 500 m lang en 60 m breed.
Materiaal en methode 31
Aangezien het aan de rand ligt van een drukbezocht strand, kan men invloed ondervinden van
betreding, zwerfvuil, e.a.
Figuur 7: Schor bij het Galgenweel (links) en schor bij het Sint-Annastrand (rechts)
Galgeschoor: Lillo-Antwerpen, 61.82 km van de monding
Het Galgeschoor bevindt zich te midden van het Antwerpse havencomplex. Het wordt
beheerd door Natuurpunt v.z.w. en is zo’n 45 ha groot. Het gebied wordt tweejaarlijks
gemaaid in de winter waardoor een rietvegetatie overheerst. Galgeschoor en het schor van
Bornem zijn de enige twee bemonsteringsplaatsen op rechteroever.
Ouden Doel: Doel, 55.66 km van de monding
Het schor van Ouden Doel (51 ha) bevindt zich in de Prosperpolder, de noordelijkste uithoek
van het Waasland op de grens met Nederland. Ten noorden van het gebied sluit het aan op het
meer dan 3.000 ha grote Verdronken land van Saeftinghe. Samen vormen ze het grootste
brakwaterschor van West-Europa.
Natuurpunt v.z.w. is verantwoordelijk voor het beheer. Tot in de jaren 70 werd het schor door
runderen begraasd, maar met de dijkverhogingen bestond er op de dijk geen
uitwijkmogelijkheid meer voor de dieren, zodat ze bij springtij dreigden te verdrinken. Riet
verdrong vrij snel de typische schorrenplanten. Om de verruiging van het gebied tegen te
gaan werd vanaf 1999 opnieuw begraasd door schapen.
Materiaal en methode 32
4.1.2. Voorbereiding veldproef
In de voorbereidende fase werden de peilbuizen aangemaakt. De peilbuis werd gemaakt uit
een PVC buis (diameter 4 cm, lengte 2 m) waarin gaatjes van 3 mm diameter geboord werden
over een lengte van 1,3 m. Bovenaan werd de buis afgesloten met een deksel (Figuur 8).
Figuur 8: Peilbuis en buis waarop rhizons zijn bevestigd
Voor de bemonstering van poriënwater werd gebruik gemaakt van rhizon
bodemvochtmonsternemers, type MOM (rhizon soil moisture samplers for metals and organic
matter, Eijkelkamp B.V., Giesbeek). Een rhizon bestaat uit een 10 cm lang poreus buisje met
standaardporiën van 0,1 µm, verbonden met een 10 cm lang PVC slangetje en een Luer-Lock
connector (Figuur 9). Het poreuze materiaal en 5 cm van de PVC slang wordt beschermd door
Materiaal en methode 33
een interne 15 cm lange roestvrije stalen draad, die zorgt voor meer stevigheid. Rhizon
bodemvochtopnemers zijn verondersteld inert te zijn; ze hebben geen
ionenuitwisselingscapaciteit en adsorberen geen opgelost organisch en anorganisch materiaal.
Figuur 9: Rhizon bodemvochtmonsternemer (naar: gebruiksaanwijzing 19.21, Eijkelkamp, 2003)
De rhizons werden op verschillende hoogtes vertikaal bevestigd tegen een PVC-buis
(diameter 32 mm, lengte 1,5 m) nl. 10, 30, 60 en 90 cm onder het maaiveld (Figuur 8).
Aangezien de rhizons een 10 cm lange poreuze buis hebben, zijn de werkelijke dieptes
waarover gemeten wordt dus 0 tot 10 cm, 25 tot 35 cm, 55 tot 65 cm en 85 tot 95 cm onder
maaiveld. Per diepte werden 3 rhizons bevestigd.
De rhizons zijn maar 10 cm lang, waardoor het noodzakelijk is om ze te voorzien van een
verlengslang (Figuur 10). Hiervoor werd het PVC slangetje van de rhizon met een mesje
doorgesneden, waartussen een polyetyleen draad (Extension Tubing Polyethylene,
Eijkelkamp B.V., Giesbeek) met de gewenste lengte werd bevestigd. Deze werden aan elkaar
bevestigd door middel van een silicone verbindingsslang (Silicone tubing, Eijkelkamp B.V.,
Giesbeek).
Figuur 10: Rhizon bodemvochtmonsternemer voorzien van een verlengslang (naar: gebruiksaanwijzing
19.21, Eijkelkamp, 2003)
Materiaal en methode 34
4.1.3. Opstelling en monstername
Op elk van de locaties werd op verschillende tijdstippen gedurende 6 maanden het
poriënwater bemonsterd. Tijdens iedere monstername werd ook de grondwaterstand
afgelezen. Bij de aanvang van de proef in oktober werden bodemmonsters genomen.
In de bodem werd telkens een kleine opening voorgeboord waarin de buis met rhizons
geplaatst werd tot één meter diep. Na plaatsing werd een maand gewacht vooraleer de eerste
monstername te laten plaatsvinden, zodat alle resterende luchtkanalen rond de rhizons
dichtgeslibd zouden zijn. Voor de monstername werd telkens op de Luer-Lock connector een
injectienaald aangesloten. Deze naald werd in een vacuumbuisje (Vacuette Non additive
tubes) gebracht. Door het drukverschil werd zo de bodemoplossing aangezogen in het
vacuumbuisje. Per hoogte werden zo drie buisjes gevuld. In het labo werd van de drie buisjes
één mengmonster gemaakt en bewaard in een polystyreen recipiënt (50 ml) bij 4 °C voor
analyse. Na analyse van de anionenconcentratie, TOC gehalte en pH werden de buisjes
aangezuurd met een paar druppels geconcentreerd HNO3 om de metalen in oplossing te
houden en de neergeslagen metalen op te lossen.
Voor de aflezing van de grondwaterstand werd een peilbuis op ongeveer een halve meter
afstand van de buis met rhizons geplaatst. De peilbuis bevond zich tot op anderhalve meter
diepte. De perforaties werden slechts aangebracht tussen 20 cm en 150 cm diepte. Bij
eventuele erosie van de bovenste laag was er dan geen gevaar voor oppervlakkig instromend
regen- en overstromingswater. Met behulp van een meetlat werd de grondwaterstand
afgelezen.
Figuur 11: Plaatsing van peilbuis en rhizons in Kastel
Materiaal en methode 35
Bij aanvang van de metingen werden willekeurig binnen een straal van 2 m van de buizen 3
sedimentboringen uitgevoerd. Er werd geboord op vier verschillende dieptes die
overeenstemmen met de dieptes waarop de rhizons waren bevestigd. De vier lagen voor
iedere boring zijn respectievelijk van maaiveld tot 20 cm, 20 cm tot 40 cm, 40 cm tot 70 cm
en tenslotte van 70 cm tot 100 cm onder maaiveld. In de resultaten en bespreking wordt naar
deze bemonsteringslagen verwezen als respectievelijk 10, 30, 60 en 90 cm onder MV. De
bodemmonsters werden in polyethyleen zakjes gestopt en bewaard bij 4°C. Het AVS gehalte
van deze verse bodemmonsters werd zo snel mogelijk bepaald. Na analyse van AVS werden
deze monsters gedurende 48 uur gedroogd bij 50°C, gemalen met een grondmolen (Gladiator
type BO, J. Mondelaers, Brussel) en in polyethyleen zakjes op een droge plaats bewaard.
Om een beter beeld te krijgen van de lokale, ruimtelijke variatie werd in Doel drie keer op 10
m van elkaar bemonsterd (plaatsing buizen + bodemstalen) in een patroon van een
gelijkzijdige driehoek. Zo wordt niet alleen gekeken naar verschillen tussen gebieden, maar
ook naar mogelijke verschillen binnen een gebied.
De bemonsteringen vonden plaats in oktober, januari en maart wat het mogelijk maakt de
temporele variatie in te schatten. In de schorren van Kijkverdriet, Bornem en Rupelmonde
werd er in maart ook eens herhaaldelijk bemonsterd na kleinere tijdsintervallen. Er werd
bemonsterd op drie verschillende tijdstippen, namelijk tijdens één laag- en tijdens één
hoogwatercyclus en een week later. De eerste monstername vond plaats op donderdag 10
maart om 11 uur. Volgens de getijdenvoorspellingen van het AWZ (Administratie
Waterwegen en Zeewezen) was het om 10.30 u in Antwerpen laagwater en bereikte het water
een hoogte van -0.30 m TAW. In Temse zou het laagwater ongeveer 57 minuten later moeten
optreden. De tweede bemonstering gebeurde dezelfde dag om 16.30 u bij hoogwater. In
Antwerpen bereikte het water om 15.55 u een maximum hoogte van 5.56 m TAW. In Temse
is er opnieuw een vertraging van ongeveer 50 min t.o.v Antwerpen. Die dag was er bovendien
ook nieuwe maan. Door het springtij was dus de waterstand van hoogwater hoger dan andere
dagen. De laatste bemonstering gebeurde één week later, donderdag 17 maart om 12 u. Het
was toen om 8.33 u hoogwater geweest in Antwerpen met een maximum van 5.45 m TAW.
Materiaal en methode 36
4.2. Serreproef Naast de veldmetingen werd ook een serreproef opgestart die bij vier sedimenten met
verschillende karakteristieken onder meer gecontroleerde omstandigheden de invloed van de
grondwaterstand en beplanting op de metaalmobiliteit nagaat.
4.2.1. Herkomst van de gronden
Er werden sedimenten uit vier verschillende studiegebieden bemonsterd. In Galgeschoor,
Konkelschoor, Bornem en Kijkverdriet werd per locatie 0,12 m³ grond verzameld afkomstig
van de bovenste 40 cm van de sedimentlaag. De monsters werden getransporteerd en bewaard
in plastieken bakken. Nadien werden ze grondig gehomogeniseerd en indien nodig ontdaan
van plantenresten.
4.2.2. Voorbereiding serreproef
Er werd gebruik gemaakt van oranje PVC buizen met een diameter van 16 cm en een lengte
van 1 m. Onderaan werden de buizen gedicht met een stop en nog extra beveiligd tegen
waterlekken door middel van siliconen. Aan de binnenkant van de oranje buis werden rhizons
aangebracht op vier verschillende dieptes, analoog aan deze gebruikt bij de veldmetingen. Per
diepte werden er twee bevestigd (Figuur 12).
Voor de controle van de grondwaterstand werd een smallere buis (diameter 32 mm) in de buis
gebracht. Deze buis werd geperforeerd zodat er water kon instromen. De perforatiehoogte
werd gekozen in functie van de hoogte van de te onderhouden grondwaterstand (zie verder).
Boven de watertafel werden geen perforaties aangebracht om te vermijden dat zuurstof uit de
lucht via de buis rechtstreeks in contact kon komen met de rhizons. Bovenaan werd de
peilbuis ook afgesloten met een deksel.
De gronden werden verzadigd met water zodat er minder kans zou zijn dat er luchtkanalen
aanwezig zouden zijn bij het opvullen van de buizen.
Materiaal en methode 37
Figuur 12: Bovenaanzicht van buis met rhizons voor aanvang van de proef
4.2.3. Opstelling en monstername
Om de invloed van de grondwaterstand na te gaan, werden de gronden onderworpen aan drie
verschillende grondwaterstanden nl. watertafel boven maaiveld, 40 cm en 80 cm onder
maaiveld. Met een meetlat werd tweemaal per week de hoogte van de watertafel opgemeten
in de peilbuis. Deze werd gecorrigeerd tot de gewenste hoogte door drainage of irrigatie met
gedemineraliseerd water.
Vervolgens werd ook de invloed van beplanting nagegaan door de buizen te beplanten met
riet (Phragmites australis Steud.). Deze factor werd echter niet in rekening gebracht,
aangezien er gedurende de 6 maanden geen groei was van het riet.
In totaal werden er dus per locatie 6 buizen aangemaakt, met drie verschillende waterhoogtes
en al dan niet beplant (Figuur 13). Na het opvullen van de buizen met gronden, werd er twee
weken gewacht vooraleer de eerste bemonstering van het poriënwater uit te voeren zodat de
gewenste grondwaterstand bekomen werd. Er werd een bemonstering uitgevoerd in
september, oktober, december en februari. Hiervoor werden hetzelfde materiaal en dezelfde
procedures gehanteerd als bij de veldmetingen.
Materiaal en methode 38
Figuur 13: Opstelling in de serre bij de aanvang van proef (links: de opstelling voor één grond, 3 buizen
beplant en 3 niet-beplant met telkens 3 verschillende grondwaterstanden; rechts: overzicht van de
volledige proef)
Bij aanvang werd ook sediment bemonsterd voor analyse. De bodemstalen werden op
identieke wijze als deze van de veldproef bewaard en gemalen. Er moet hier wel op gewezen
worden dat het gaat om sterk verstoorde grondmonsters, aangezien ze gehomogeniseerd
werden, plantenresten verwijderd werden en water toegevoegd werd. Bij de veldmetingen
werden de analyses uitgevoerd op minder sterk verstoorde monsters.
4.3. Analyse van de rhizonextracten
4.3.1. Bepaling van metaalgehalten
De monsters werden na aanzuren voor Cd, Cu, Cr en Ni geanalyseerd door middel van
grafietovenatoomabsorptie spectrometrie (GF-AAS, Graphite Furnace Atomic Absorption
Spectrometry) (SpectrAA-800/GTA-100, Varian, Palo Alto, CA). De concentraties aan Fe,
Mn, Zn en Pb werden met inductief gekoppeld plasma optische emissie spectrometrie (ICP-
OES, Inductive Coupled Plasma Optical Emission Spectometry) (Varian Vista MPX, Varian,
Palo Alto, Californië) bepaald.
Materiaal en methode 39
4.3.2. Bepaling van de gehalten aan Ca, K, Mg en Na
De concentraties aan Ca, K, Mg en Na werden bepaald met ICP-OES na verdunning van de
aangezuurde stalen met een 2000 mg L-1 CsCl-oplossing.
4.3.3. Bepaling van anionengehalten
Het gehalte aan Cl-, NO3- en SO4
2- in het poriën- en oppervlaktewater werd bepaald op verse,
niet aangezuurde stalen door middel van ionenchromatografie. (ICr, Ion Chromatography,
Metrosep A supp 4, 250 x 4 mm, Metrohm, Zwitserland).
4.3.4. Totaal organische koolstofgehalte (TOC) anorganisch koolstofgehalte (IC)
Het gehalte aan totaal organisch koolstof (TOC, Total Organic Carbon) en aan anorganisch
koolstof (IC, Inorganic Carbon) werd bepaald op verse, niet aangezuurde stalen met een Total
Organic Carbon Analyser (TOC-5000, Shimadzu, Tokyo, Japan). Dit toestel bepaalt totaal
koolstof (TC) en anorganische koolstof. Het verschil tussen beide is de TOC.
4.3.5. pH meting
In de verse stalen werd de pH bepaald door middel van een pH-electrode (Orion model 520
A).
4.4. Analyse van de bodemstalen
4.4.1. Bepaling van de bodemeigenschappen
Voor de bepaling van de bodemeigenschappen werd in de meeste gevallen de
laboratoriumhandleiding van Van Ranst et al. (1999) gebruikt. Alle metingen werden in het
drievoud uitgevoerd, tenzij anders vermeld.
4.4.1.1. pH meting
Aan 10 g luchtdroge grond werd 50 mL gedemineraliseerd water toegevoegd en de suspensie
werd omgeroerd. Na 18 uur werd de pH gemeten met behulp van een pH-electrode (Orion
model 520 A).
Materiaal en methode 40
4.4.1.2. Conductiviteit
De specifieke geleidbaarheid (EC, Elektrische conductiviteit) werd gemeten op een extract
van 10 g luchtdroge grond met 50 mL gedemineraliseerd water. Na een half uur schudden
werd de suspensie afgefiltreerd over een witbandfilter in een polyetyleenpotje. De
conductiviteit werd in het filtraat gemeten met een WTW LF 537 elektrode.
4.4.1.3. Droge stof gehalte (DS)
Op een analytische balans werd 10 g luchtdroog monster afgewogen in een getarreerd kroesje
en gedurende 24 h bewaard in een droogstoof bij 105°C. Na herweging van het staal werd het
gewichtsverschil bepaald en het droge stof gehalte berekend.
4.4.1.4. Organisch materiaal gehalte (OM)
Het gehalte aan organisch materiaal in de bodem werd bepaald aan de hand van het
gewichtsverlies (gloeiverlies, LOI, Loss On Ignition) na verassing van een gram van het
ovendroge monster (2 uur bij 450°C).
4.4.1.5. CaCOB3 -gehalte
Het carbonaatgehalte in gronden werd bepaald door het aanwezige CaCO3 op te lossen in een
overmaat zwavelzuur en terug te titreren met NaOH. De reacties die plaatsgrijpen zijn de
volgende:
CaCO3 + H2SO4 → CO2 + NaSO4 + H2O
H2SO4 + 2 NaOH → NaSO4 + 2 H2O
Aan 1 g grond wordt een overmaat (25 mL) 0,5 N H2SO4 toegevoegd en ongeveer 150 mL
water. Het mengsel werd gedurende een uur verwarmd in een warmwaterbad bij 80 °C. Na
afkoeling werd 0,5 mL mengindicator (fenolftaleïne, methylrood, bromocreosolgroen)
toegevoegd en teruggetitreerd met 0,5 N NaOH.
Materiaal en methode 41
4.4.1.6. Kationenuitwisselingscapaciteit (CEC)
De CEC (Kationuitwisselingscapaciteit, Cation Exchange Capacity) werd bepaald door het
bodemcomplex te verzadigen met een kation (NH4+), waarna de uitwisselbare kationen
uitgeloogd en in het percolaat geanalyseerd werden. Er werd voor eenzelfde locatie en diepte
slechts één analyse gedaan.
Een mengsel van 5 g grond en 35 g gereinigd kwartszand werd in een percolatiebuis gebracht.
Na percolatie van 150 mL 1 M NHB4OAc werd de overmaat NH4+
P-ionen uitgespoeld met 300
mL gedenatureerd ethanol. Vervolgens werden de uitwisselbare NH4+-ionen verdreven met
500 mL 1 M KCl. Dit laatste percolaat werd opgevangen in een 500 mL kolf en aangelengd
tot aan de merkstreep. De aanwezige NH4+-ionen werden geanalyseerd met behulp van een
Kjeltech-stoomdestillatie (Tecator Kjeltec System 1002). Uit de kolf wordt 50 mL
gepipeteerd in een distillatiekolf, waarna ongeveer 1 mg MgO wordt toegevoegd. De hierbij
gevormde ammoniak wordt als ammonium opgevangen in een erlenmeyer die 20 mL van een
2 % boorzuur indicatormengsel bevatte. Dit werd met 0,01 M HCl getitreerd met behulp van
een Methrohm 645 Multi-Dosimat tot een kleuromslag naar roze.
4.4.1.7. Chloriden
Het chloridengehalte werd bepaald aan de hand van een potentiometrische titratie met
AgNOB3 B. De titratie werd uitgevoerd met een ‘Metrohm’-configuratie bestaande uit een
potentiaalmeter, een dosimat en een pulsimat. Het hiertoe aangewende bodemextract werd
bekomen door aan 10 g grond 50 mL 0,15 M HNO3 toe te voegen en het geheel een half uur
te laten schudden. De suspensie werd afgefiltreerd en de filter gespoeld met 20 mL HNO3 B. Dit
extract werd getitreerd met 0,05 N AgNO3 B na titerstelling met 0,1 N NaCl. Hierbij vindt de
volgende reactie plaats:
Cl- + AgNO3 → AgCl + NO3-
4.4.1.8. Textuur
De textuuranalyses werden uitgevoerd aan het Instituut voor Bosbouw en Wildbeheer (IBW).
Voor de analyse werd het organisch materiaal en CaCO3 verwijderd. Hiertoe werd 0,80 g
luchtdroge grond afgewogen in een 100 mL beker en bedekt met een horlogeglas. Het
organisch materiaal werd vernietigd met 10 mL 30 % H2O2. Het geheel werd gedurende acht
Materiaal en methode 42
uur verwarmd in een warmwaterbad bij 80 °C. CaCO3 werd verwijderd met 4 mL NaOAc-
bufferoplossing, waarbij de bekers verwarmd werden in een warmwaterbad bij 100 °C
gedurende 30 tot 60 minuten.
De gedroogde stalen werden daarna 3 keer gewassen door decantatie na bezinking. Na
toevoeging van 2 mL dispersiemiddel (4% Na-hexametafosfaat en 1% Na2CO3) werden de
stalen gedurende 4 uur geroerd. De textuur van de sedimentstalen werd bepaald aan de hand
van laserdiffractie (Coulter LS200, Miami, FL). De kleifractie wordt bij deze methode
gedefinieerd als de 0-6 µm fractie, omdat deze fractie de hoogste correlatie vertoonde met de
0-2 µm fractie, bepaald volgens de klassieke pipetmethode, behalve voor bodemstalen met
kleigehalten hoger dan 50 % (Vandecasteele & De Vos, 2003). De leemfractie en zandfractie
komen respectievelijk overeen met 6-50 µm fractie en > 50 µm fractie.
4.4.2. Totale metaalgehalten
Een gram ovendroge grond werd afgewogen en 10 mL koningswater (2,5 mL HNO3 + 7,5 mL
HCl) werd toegevoegd. Het staal werd afgedekt met een horlogeglas, gedurende 16 uur bij
kamertemperatuur gedigereerd en 2 uur verwarmd op een verwarmplaat bij 150 °C. Na
filtratie over een witbandfilter werd het filtraat aangelengd tot 100 mL met 1 % HNO3 B,
waarna het geanalyseerd werd op de elementen Cd, Cu, Cr, Fe, Mn, Ni, Pb en Zn met ICP-
OES.
4.4.3. Uitwisselbare metaalgehalten
In de gepercoleerde NHB4OBAc -oplossing (pH 7) (zie paragraaf 4.4.1.6) werden de gehalten
aan Cd, Cu, Cr, Fe, Mn, Ni, Pb en Zn bepaald met ICP-OES waaruit de gehalten aan
uitwisselbare kationen in de bodemmonsters berekend werden.
4.4.4. AVS
De zuur extraheerbare sulfiden (AVS, Acid Volatile Sulfides) in het monster werden eerst
omgezet tot H2S in een HCl-midden op kamertemperatuur (Tack et al., 1997). Het
vrijgekomen H2S wordt uit het monster geborreld en opgevangen in een Zn-acetaat oplossing
waarin ze neerslaan als ZnS. Na toevoeging van KIO3 en een overmaat KI reageert het
Materiaal en methode 43
gevormde I2 met de geprecipiteerde zinksulfiden. Hierbij worden zwavel en iodiden gevormd.
De overmaat aan I2 kan bepaald worden door een terugtitratie met Na2S2O3 tot kleuromslag
met zetmeel als indicator. Het verschil tussen de hoeveelheid gevormd I2 en de
teruggetitreerde hoeveelheid geeft het aantal milli-equivalenten sulfide aan. Ook de metalen
die vrijgesteld werden in zuur milieu werden, na filtratie van het monster, bepaald.
KIO3 + 5 KI + 6 H2O → 3 I2 + 3 H2O + 6 KOH
I2 + S2- → 2 I- + S
I2 + 2 S2O3→ 2 I- + S4O62-
De opstelling bestaat uit drie seriegekoppelde wasflessen van 250 mL waarop een gasfles met
N2 wordt aangesloten. In een eerste wasfles van 250 mL wordt 90 mL gedestilleerd water
gebracht en in de twee volgende 95 mL. Hierdoor wordt dan gedurende 10 minuten N2
geblazen zodat alle zuurstof uit het water verwijderd is. Hierna wordt in de eerste fles 10 g
monster gebracht en 20 mL 6 M HCl en in de 2 volgende flessen 5 mL 2 N ZnOAc.
Vervolgens werd weer gedurende 30 minuten N2 door de flessen geborreld.
De zure oplossing in de eerste wasfles werd gefiltreerd en hierop werden de simultaan
geëxtraheerde metalen (SEM), Cd, Cu, Fe, Mn, Ni, Pb en Zn, bepaald met de ICP-OES. De
vloeistof in de andere twee wasflessen werd kwantitatief overgebracht in een erlenmeyer
waarna 5 mL 0,025 M KIO3, 2 g KI, 6 mL geconcentreerd HCl en als indicator 2 mL
zetmeeloplossing (5 g L-1) werden toegevoegd. Dit werd teruggetitreerd met 0,05 M Na2S2O3-
oplossing totdat de oplossing kleurloos was.
Materiaal en methode 44
4.5. Bodemsaneringsnormen en achtergrondwaarden De totaalgehalten aan metalen en de metaalconcentraties in de rhizonextracties werden
vergeleken met de Vlarebo-normen (Vlarebo, 1996). In Tabel 4 staan de
bodemsaneringsnormen voor het vaste deel van de aarde en voor het grondwater; in Tabel 5
worden de achtergrondwaarden gegeven.
Tabel 4: Bodemsaneringsnorm (mg kg-1 DS) per bestemmingstype en grondwaternormen (µg L-1) volgens
VLAREBO; bestemmingstype 1: natuurgebied, type II: agrarisch gebied, type III: woongebied, type IV:
recreatiegebied en type V: industriegebied
Metalen Bodemsaneringsnorm (mg kg-1 DS) per bestemmingstype Grondwater I II III IV V (µg L-1) Arseen 45 45 110 200 300 20 Cadmium 2 2 6 15 30 5 ChroomP
(1)P 130 130 300 500 800 50
Koper 200 200 400 500 800 100 Kwik 10 10 15 20 30 1 Lood 200 200 700 1500 2500 20 Nikkel 100 100 470 550 700 40 Zink 600 600 1000 1000 3000 500
P
(1)P Chroom is genormeerd op basis van 3-waardig chroom. Als er aanwijzingen zijn dat chroom in de vorm van zeswaardig
chroom in de bodem aanwezig is, kunnen de hier voorgestelde getallen niet meer worden gebruikt, en moet een separate risico-evaluatie worden uitgevoerd.
Tabel 5: Achtergrondwaarden voor het vaste deel van de aarde (mg kg-1 DS) en voor het grondwater (µg
L-1) volgens VLAREBO
Metalen Het vaste deel van de aarde Grondwater (mg kg-1 DS) (µg L-1) Arseen 19 5 Cadmium 0,8 1 Chroom 37 10 Koper 17 20 Kwik 0,55 0,05 Lood 40 5 Nikkel 9 10 Zink 62 60
Beide systemen gaan uit van een standaardbodem met een gehalte van 10 % klei en 2 %
organisch materiaal. De gebruikte omrekeningsformule is als volgt:
2*C10*BAy*Cx*BA*)2,10(N)y,x(N
++++
=
waarbij:
N: bodemsaneringsnorm bij een kleigehalte van x % of 10 % en een gehalte aan
organisch materiaal van y % of 2 %
Materiaal en methode 45
A, B, C: coëfficiënten afhankelijk van het soort metaal (Tabel 6)
x: gehalte aan klei in het staal
y: gehalte aan organisch materiaal in het staal
Tabel 6: Omrekeningsparameters voor niet-standaardbodems volgens VLAREBO
A B C Arseen 14 0,5 0 Cadmium 0,4 0,03 0,05 Chroom 31 0,6 0 Koper 14 0,3 0 Kwik 0,5 0,0046 0 Lood 33 0,3 2,3 Nikkel 6,5 0,2 0,3 Zink 46 1,1 2,3
Er moet opgemerkt worden dat de formule voor de bepaling van de bodemsaneringsnormen
enkel mag toegepast worden onder volgende voorwaarden:
het gemeten gehalte aan klei ligt tussen 1 % en 50 %
het gemeten gehalte aan organisch materiaal ligt tussen 1% en 10 %
Indien het gemeten gehalte aan klei lager is dan 1 %, dan dient te worden gerekend met een
veronderstellend gehalte van 1 %. Ligt het gehalte hoger dan 50 %, dan wordt gerekend met
een verondersteld gehalte van klei van 50 %. Als het gemeten gehalte aan organisch materiaal
lager ligt dan 1 %, dan moet er gerekend met een verondersteld gehalte van 1%. Ligt het
gehalte hoger dan 10 %, dan wordt gerekend met een verondersteld gehalte aan organisch
materiaal van 10 %.
4.6. Speciatie van metalen in de bodemoplossing De verschillende vormen van Cd, Cu en Ni aanwezig in de rhizonextracten worden ingeschat
met VMINTEQ (Visual Minteq). VMINTEQ is een freeware speciatieprogramma,
ontwikkeld door het Departement of Land and Water Resources Engineering, Stockholm, op
basis van MINTEQA 2. De complexatie met organisch materiaal in VMINTEQ is gebaseerd
op het Stockholm Humic Model (SHM) (Gustafsson, 2001), een model gerelateerd met het
meer mechanische model VI van Tipping et al. (2003). Ingevoerde parameters zijn de
concentraties aan Al, Ca, CO32-
P, Cd, Cu, Fe, Mn, K, Mg, Na, Ni, Pb, Zn, NO3-, SO4
2-, Cl-,
TOC en pH gemeten in de rhizonextracten. De totale hoeveelheid organische materiaal (TOC)
moet omgezet worden in fulvozuren (FA, fulvic acids). Dit gebeurt volgens de
Materiaal en methode 46
standaardveronderstelling van het programma: FA= 1.4*TOC. Fulvozuren worden uitgedrukt
in organisch materiaal, dat uit 40 % C bestaat. Niet alle TOC wordt verondersteld actief te
zijn in proton- en metaalbinding. Daarom zijn de gebruikte coëfficiënten kleiner dan twee. De
concentratie H+-ionen wordt bepaald aan de hand van de pH.
4.7. Detectielimieten In Tabel 7 worden de detectielimieten voor de verschillende gebruikte toestellen
weergegeven.
Tabel 7: Detectielimieten voor de elementen op de verschillende toestellen
element ICP-OES (µg L-1) GF-AAS (µg L-1)
Cd 2 0.1 Cu 10 2 Cr 5 0.5 Ni 10 2 Fe 100 Mn 35 Zn 35 Pb 20 Na 35 K 340
Mg 55 Ca 65
ICr (mg L-1)
Cl P
-P 0.025
N0 B3PB
-P 0.05
SOB4PB
2-P 0.05
TOC (mg L-1)
TOC 1.35 IC 1.35
Als detectielimiet voor de TOC bepaling en de elementen bepaald met ICP-OES werd het
gemiddelde van de blancometingen genomen waarbij tweemaal de standaardafwijking op de
blanco-bepaling werd bijgeteld. Voor de elementen die bepaald werden met GF-AAS en IC
werd een vijfde van de laagste standaard als detectielimiet genomen.
4.8. Statistische dataverwerking Er werden voor de statistische verwerking van de gegevens 2 statistische programma’s
gebruikt: SPSS 9.0 en S-plus 6.1. Met SPSS werden pearson correlaties berekend. De
Materiaal en methode 47
correlaties werden als significant beschouwd vanaf een p-waarde kleiner dan 0,05. Met S-plus
werden er Tuckey toetsen uitgevoerd voor het meervoudig vergelijken van gemiddelden.
Eveneens met S-plus werden een principale componenten analyse (PCA) en een
hiërarchische clusteranalyse uitgevoerd.
Resultaten 48
5. Resultaten
5.1. Veldwaarnemingen
5.1.1. Bodemkarakteristieken
In Figuur 14 wordt de korrelgrootteverdeling van de bodemstalen op de verschillende locaties
uitgezet in de Belgische textuurdriehoek volgens de diepte.
Figuur 14: Textuur van de 13 schorregronden voor 4 verschillende bemonsteringsdiepten (10-30-60-90 cm onder MV)
uitgezet in de Belgische textuurdriehoek
Meer dan de helft van de bodems bevindt zich in textuurklasse U en E, wat overeenstemt met
respectievelijk (zeer) zware klei en lemige klei. Er wordt met behulp van het meervoudig
vergelijken van gemiddelden (Tuckey-toets) nagegaan of de textuur significant verschilt in de
diepte (Bijlage 4). Het zandgehalte is het hoogst in de laag van 20 tot 40 cm. In de boven- en
% leem0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
% klei
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
% zand
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0-20 cm20-40 cm40-70 cm70-100 cm
1 3
26
547
8
9
10
11
13
1615
12
Resultaten 49
onderligggende lagen wordt een significante afname gevonden. Voor leem worden de hoogste
gehalten teruggevonden in de toplaag.
Enkele karakteristieken van de gegevensdistributie van de bodemeigenschappen zijn voor de
dertien staalnamepunten in functie van de diepte weergegeven in Tabel 8. De volledige
dataset is terug te vinden in Bijlage 1. De diepten 10, 30, 60 en 90 cm stemmen, zoals in
paragraaf 4.1.3 reeds vermeld, overeen met respectievelijk de bodemlagen van 0 tot 20 cm, 20
tot 40 cm, 40 tot 70 cm en 70 tot 100 cm onder MV.
Tabel 8: Gemiddelde met standaarddeviatie, mediaan, minimum- en maximumwaarden van de bodemeigenschappen
op de 13 bemonsteringsplaatsen voor vier verschillende bemonsteringsdieptes (10-30-60-90 cm onder MV): pH,
elektrische conductiviteit (EC), CaCO3-gehalte, chlorideconcentratie, OM gehalte en kationenuitwisselingscapaciteit
(CEC)
diepte pH EC Chloriden CaCO3 OM CEC (µS cm-1) (g Cl- kg-1 DS) (%) (%) (cmol(+) kg-1 DS)
10 cm
30 cm
60 cm
90 cm
Uit Tabel 8 blijkt dat de pH voor de verschillende bodemstalen varieert binnen een relatief
klein bereik, namelijk tussen de 7.36 en 8.16. Er lijkt een lichte stijging van de pH met
toenemende diepte. Algemeen kan gesteld worden dat de gehalten aan organisch materiaal
vrij hoog liggen in vergelijking met het gemiddelde in Vlaanderen van 2 % (Hofman, 2001).
Door middel van de Tuckey-toets wordt nagegaan of de bodemeigenschappen significant
verschillen in de diepte (Bijlage 4). Enkel voor het carbonaatgehalte, de pH en het gehalte aan
organisch materiaal worden significante verschillen gevonden tussen de verschillende
gem 7.58 1733 1.63 9.03 14.0 24.2 stdev 0.16 1410 1.63 4.35 5.53 11.8 med 7.56 1108 0.97 7.87 14.9 25.7 min 7.36 292 0.02 2.50 4.67 5.22 max 7.89 4810 4.75 17.7 25.4 42.1
gem 7.74 1623 1.61 7.05 11.5 22.3 stdev 0.25 1338 1.85 3.42 6.23 13.2 med 7.77 1263 0.64 6.66 11.1 20.5 min 7.36 209 0.001 1.82 2.96 6.80 max 8.16 5077 6.19 12.4 22.5 44.1
gem 7.76 1698 1.54 7.58 11.5 21.8 stdev 0.23 1180 1.68 2.70 5.71 11.4 med 7.76 1346 0.59 8.15 11.4 21.4 min 7.43 269 0.02 2.15 2.40 7.06 max 8.08 4140 4.94 12.0 20.8 39.0
gem 7.78 1790 1.54 8.99 10.4 20.0 stdev 0.22 1260 1.71 3.65 4.15 9.83 med 7.87 1133 0.28 9.67 10.8 21.4 min 7.43 299 0.001 2.73 2.21 4.88 max 8.09 3903 5.01 15.0 15.2 39.4
Resultaten 50
bodemlagen. Het mimimum carbonaatgehalte ligt op een diepte van 30 cm. De pH daalt in de
bovenste 30 cm sterk. In de onderste lagen is er ook een lichte daling, maar die is fysisch
bijna niet opmeetbaar. In de toplaag wordt de hoogste concentratie aan organisch materiaal
aangetroffen.
In Figuur 15 worden zowel de geleidbaarheid van de bodemoplossing als het chloridegehalte
uitgezet in functie van de afstand tot de monding. Voor beide parameters is er een duidelijke
toename waarneembaar naarmate men de monding nadert. Uit de correlatiematrix in Bijlage 5
blijkt dat er bovendien tussen alle parameters en de afstand tot de monding een significante
correlatie bestaat. De hoeveelheid zand neemt significant af verder van de monding, terwijl
het kleigehalte significant toeneemt. Volgens de wet van Stokes gaan de grotere partikels die
landinwaarts getransporteerd worden eerst afgezet worden, waardoor er dus een gradiënt in
textuur ontstaat stroomopwaarts. De parameters die een hoge correlatie vertonen met de
textuur, namelijk OM en CEC, zullen logischerwijze ook een toename vertonen verder van de
monding. De pH van de bodem daalt stroomopwaarts. Dit kan te wijten zijn aan het
toenemend gehalte organisch materiaal in de bodem. Bovendien bevatten de schorren die
verder van de monding gelegen zijn, ook meer carbonaten en zijn dus beter gebufferd.
Afstand tot de monding (km)40 60 80 100 120 140
Gel
eidb
aarh
eid
(µS.
cm-1
)
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
Chl
orid
egeh
alte
(g C
l- .kg-1
DS)
0
1
2
3
4
5
6
7
10 cm geleidbaarheid30 cm60 cm90 cm10 cm chloridegehalte30 cm60 cm 90 cm
Figuur 15: Geleidbaarheid (µS cm-1) en chloridegehalte (g Cl- kg-1 DS) van de schorregronden in functie van de
afstand tot de monding voor vier verschillende bemonsteringsdieptes (10-30-60-90 cm onder MV)
Resultaten 51
De schorren kunnen op basis van de gemiddelde pH, EC, chloridegehalte, CaCO3-gehalte,
organisch materiaal en zand-, leem- en kleifractie van de verschillende diepten onderverdeeld
worden in clusters (Figuur 16). De cijfers geven de afstand in km aan tot monding. Door
middel van hiërarchische clusteranalyse kunnen er twee grote clustergroepen onderscheiden
worden. Cluster I bevat de schorren dichtst bij de monding, tussen 55 en 79 km afstand van
de monding. Cluster II bevat de schorren stroomopwaarts vanaf Kruibeke. Deze
onderverdeling stemt overeen met de scheiding van brak- en zoetwaterschorren ter hoogte van
Burcht beschreven door Vanreusel en Coppejans (2003). De schor op 61 km, Lillo, vormt een
aparte cluster. Er worden hier hogere CaCO3-gehalten en gehalten aan organisch materiaal
gevonden dan in de andere brakwaterschorren.
Figuur 16: Dendrogram van de hiërarchische clusteranalyse
5.1.2. Totale metaalgehalten
Tabel 9 geeft de distributiekarakteristieken van de totale metaalgehalten weer als functie van
de diepte. In Bijlage 2 worden de totale metaalgehalten weergegeven van alle
bemonsteringsplaatsen.
55
61
75 79
86 88
9194
98 114
131
010
0020
0030
00
Hei
ght
Resultaten 52
Tabel 9: Gemiddelde met standaarddeviatie, mediaan, minimale en maximale waarde van totaalgehalten aan
cadmium, chroom, koper, ijzer, mangaan, nikkel, lood en zink in de sedimenten over de verschillende diepten (10, 30,
60 en 90 cm)
Diepte Cd Cr Cu Fe Mn Ni Pb Zn mg kg-1 DS mg kg-1 DS mg kg-1 DS mg kg-1 DS mg kg-1 DS mg kg-1 DS mg kg-1 DS mg kg-1 DS 10 cm
30 cm
60 cm
90 cm
Uit Tabel 9 blijkt dat het totaalgehalte aan cadmium, chroom, koper, nikkel en zink stijgt met
toenemende diepte. Mangaan vertoont net het tegenovergestelde patroon; hier is de aanrijking
het grootst in de bovenste lagen. De concentraties aan lood en ijzer zijn weinig variabel over
de diepte, enkel in de bovenste laag ligt het gehalte aan lood beduidend lager.
Door middel van het meervoudig vergelijken van gemiddelden (Tuckey-toets) wordt er
gekeken of de verschillen in totaalgehalten tussen de verschillende bodemlagen significant
zijn. Enkel voor Cd, Cr, Pb en Zn wordt er een significante aanrijking aan zware metalen
gevonden met de diepte (Bijlage 6). Voor concentratieverschillen in de diepte kunnen twee
oorzaken zijn. Een eerste mogelijke oorzaak is het verschil in samenstelling van het afgezet
materiaal over de tijd (Zwolsman et al., 1995). Ten tweede zijn sommige metalen mobieler en
kunnen dus gemakkelijker uitlogen naar diepere lagen, waardoor er een redistributie is van de
metaalconcentraties. Volgens Pueyo et al. (2003) neemt de mobiliteit van zware metalen in
bodems toe volgens Cd > Zn > Cu > Pb. Een mogelijke verklaring voor de geringe verschillen
in Fe en Mn over de diepte wordt gegeven door Spencer et al. (2002). Volgens deze auteurs
zijn de ijzer- en mangaanconcentraties in een schor vooral afhankelijk van het
gem 4.82 84.6 63.4 28183 819 26.3 97.3 354 stdv 3.08 39.7 37.5 10468 465 10.3 52.8 188 med 4.41 68.6 67.0 27417 761 27.8 95.8 362 min 1.51 41.6 18.6 11515 293 10.8 37.4 144 max 10.3 161 118 45149 1770 45.5 193 611
gem 8.43 112 85.2 29283 722 29.6 160 465 stdv 9.52 77.8 67.7 13133 511 16.0 125 325 med 6.51 116 95.1 31170 743 31.3 133 493 min 0.847 27.2 4.45 12893 136 10.5 12.3 46.8 max 32.3 234 200 52743 1560 63.1 440 975
gem 11.0 177 99.2 31565 677 31.9 158 593 stdv 9.19 172 74.9 12160 481 14.6 93.0 443 med 9.42 113 99.2 33397 560 30.5 193 475 min 0.728 33.9 15.8 16613 208 14.4 25.3 94.8 max 24.2 625 197 51642 1659 56.8 274 1385
gem 12.0 182 96.5 28670 650 30.5 163 626 stdv 10.5 2026 66.1 11814 379 14.5 88.6 416 med 8.68 117 82.7 31333 556 28.2 177 594 min 0.756 33.1 6.72 2764 201 12.3 41.9 107 max 38.0 779 222 43454 1625 68.4 280 1378
Resultaten 53
moedermateriaal en dus onafhankelijk van de diepte, terwijl de concentraties aan Zn, Cu en
Pb in de bodem vooral antropogeen beïnvloed worden. Er kunnen in de loop van de tijd wel
diagenese processen plaats vinden, waardoor ook de Fe en Mn concentraties in de tijd
veranderen.
Tussen de bemonsteringsplaatsen worden ook grote verschillen teruggevonden. Voor Cd
varieert het totaalgehalte tussen 0.728 en 38.0 mg kg-1 DS. Het gehalte aan Cr ligt binnen een
bereik van 27.2 tot 780 mg kg-1 DS. De totaalgehalten aan Cu liggen tussen 4.45 en 222 mg
kg-1 DS. Voor Fe en Mn wordt respectievelijk een range van 11516 tot 52744 mg kg-1 DS en
136 tot 1770 mg kg-1 DS gevonden. Voor Ni liggen de waarden tussen 10.5 en 68.4 mg kg-1
DS. De totaalgehalten aan Pb en Zn variëren respectievelijk binnen een bereik van 12.3 tot
441 mg kg-1 DS en 46.8 tot 1348 mg kg-1 DS. Bij toepassing van de Tuckey-toets worden
voor alle metalen significante (p < 0.05) verschillen gevonden tussen de verschillende
schorregebieden. Uit de positieve correlatiecoëfficiënten (Bijlage 7) kan besloten worden dat
het totaalgehalte stijgt in functie van de afstand tot de monding. Een mogelijke verklaring is
de sterke associatie van de metalen met klei en OM die ook stijgen stroomopwaarts. Bij
clusteranalyse is er geen scheiding meer waarneembaar tussen de brak- en zoetwaterschorren
in totaalgehalten.
In Doel werden er binnen een straal van 10 m drie bemonsteringen uitgevoerd. De verschillen
in totaalgehalten tussen deze drie bemonsteringen blijken ook aanzienlijk groot te zijn. De
afzetting van organisch materiaal en klei zijn ook plaatsafhankelijk binnen een schor,
voornamelijk bepaald door de afstand tot de rivier en de vegetatie aanwezig in schorren
(Yang, 1999; Smith & Frey, 1985). Door de heterogene afzetting kunnen er grote variaties in
totaalgehalten ontstaan binnen eenzelfde schorregebied.
5.1.3. Uitwisselbare gehalten aan metalen
Tabel 10 geeft de distributiekarakteristieken van de uitwisselbare metaalgehalten en de
verhouding uitwisselbare op totaal metaalgehalte weer als functie van de diepte. In Bijlage 3
worden de uitwisselbare metaalgehalten weergegeven van alle bemonsteringsplaatsen.
Resultaten 54
Tabel 10: Gemiddelde waarde met standaarddeviatie en mediaan van de uitwisselbare gehalten (Uitw) aan cadmium,
chroom, koper, ijzer, mangaan, nikkel, lood en zink in de sedimenten over de verschillende diepten (10, 30, 60 en 90
cm) en de gemiddelde procentuele verhouding met standaarddeviatie van uitwisselbaar metaalgehalte tot
totaalgehalte (Per)
diepte Cd Cr Cu Fe Mn Ni Pb Zn mg kg-1 DS mg kg-1 DS mg kg-1 DS mg kg-1 DS mg kg-1 DS mg kg-1 DS mg kg-1 DS mg kg-1 DS
10 cm
stdv 0.385 0.058 0.772 1.06 34.4 0.353 0.328 5.52 med 0.828 0.118 1.37 1.23 14.7 0.492 0.443 13.2
stdv 13.0 0.087 1.25 0.007 2.27 1.10 0.370 2.36 30 cm
stdv 1.05 0.102 1.05 0.914 32.1 0.598 1.06 9.25 med 0.667 0.110 1.60 1.39 18.8 0.658 0.570 15.8
stdv 8.13 0.077 0.727 0.004 4.20 1.36 0.440 2.00 60 cm
stdv 0.903 0.214 1.06 0.945 26.4 0.947 0.941 24.5
stdv 6.00 0.072 0.606 0.003 3.15 1.67 0.398 2.99 90 cm
stdv 1.47 0.155 0.957 0.706 32.0 1.60 0.939 25.0 med 1.01 0.157 0.979 0.992 32.9 0.802 1.23 26.6
stdv 6.71 0.063 0.812 0.019 3.85 2.35 0.561 2.62
Uit Tabel 10 blijkt dat de uitwisselbare gehalten aan cadmium, zink, chroom en mangaan
gemiddeld toenemen over het bodemprofiel. IJzer is het enige metaal die een omgekeerd
gedrag vertoont. De uitwisselbare concentratie daalt in functie van de diepte.
Koperconcentraties zijn weinig variabel in de diepte. De variatie in loodconcentratie is ook
gering over het bodemprofiel, enkel in de bovenste laag ligt de concentratie aanzienlijk lager.
Door middel van de Tuckey-toets wordt nagegaan of de waargenomen verschillen in
uitwisselbare gehalten tussen de verschillende bodemlagen significant zijn (Bijlage 9). Voor
Cr, Ni, Pb en Zn wordt er een significante aanrijking in uitwisselbare gehalten gevonden in de
diepte. Vooral voor Zn worden grote concentratieverschillen waargenomen. De CEC waarden
en het kleigehalte vertonen geen significante verschillen over de diepte, voor het gehalte aan
OM is er zelfs een afname in de diepte (Bijlage 4). Verloo (2004) geeft aan dat voornamelijk
Zn en Cd ingeschakeld zijn in uitwisselingsreacties. Voor Cd worden er inderdaad geen
Uitw gem 0.837 0.123 1.35 1.33 28.7 0.504 0.482 13.6
Per gem 22.1 0.162 2.35 0.006 3.37 1.91 0.529 4.51
Uitw gem 1.07 0.138 1.40 1.02 32.5 0.704 1.02 16.8
Per gem 17.0 0.132 1.82 0.004 5.97 2.34 0.716 4.56
Uitw gem 1.13 0.238 1.38 1.06 42.1 1.07 1.50 30.2
med 1.10 0.177 1.71 1.11 41.9 0.716 1.63 22.9 Per gem 13.3 0.142 1.52 0.003 7.10 3.04 0.972 5.66
Uitw gem 1.38 0.195 1.23 0.770 42.5 1.15 1.33 31.6
Per gem 12.7 0.141 1.51 0.007 7.45 3.24 0.936 5.87
Resultaten 55
significante verschillen gevonden met de diepte. Er zou verwacht worden dat ook de
uitwisselbare Zn concentratie weinig variatie vertoont over het bodemprofiel.
De gemiddelde uitwisselbare gehalten op iedere diepte vertonen grote standaardafwijkingen.
Hierdoor zullen er, net zoals bij de totaalgehalten, tussen de bemonsteringsplaatsen ook grote
verschillen zijn. In Doel worden binnen een straal van 10 m ook aanzienlijke
concentratieverschillen teruggevonden. Bij stijgende afstand tot de monding is er een
duidelijke toename waarneembaar voor de uitwisselbare gehalten aan metalen (Bijlage 8).
Deze toename kan mogelijks het gevolg zijn van een toename in klei en organisch materiaal
stroomopwaarts, waardoor er meer bindingsplaatsen gecreëerd worden.
Voor de verhouding van uitwisselbare tot totaalgehalten wordt er met de Tuckey-toets
evenwel voor geen enkel element een significant verschil gevonden met de diepte. Voor de
verschillende bemonsteringsplaatsen kan de volgende reeks opgesteld worden in stijgend
percentage uitwisselbare gehalten voor de bovenste laag:
Cd > Zn > Mn > Cu > Ni > Pb > Cr > Fe
Voor een diepte van 30, 60 en 90 cm zijn er enkele verschuivingen gebeurd binnen de reeks:
Cd > Mn > Zn > Ni > Cu > Pb > Cr > Fe
Deze reeksen geven een idee over de volgorde van potentiële beschikbaarheid.
5.1.4. Rhizonextracten
5.1.4.1. Anionenconcentraties
De anionenconcentraties (chloride-, nitraat-, en sulfaatgehalte) van de rhizonextracten werden
tweemaal bepaald, namelijk in oktober en maart (Figuur 17, Figuur 18 en Figuur 19). Om nog
een betere inschatting te kunnen maken van de temporele variatie werd in maart binnen een
tijdsinterval van één week driemaal bemonsterd te Rupelmonde, Kijkverdriet en Bornem
(Tabel 11, Tabel 12 en Tabel 13). Op 11 maart werd binnen één getijdencyclus tijdens eb en
Resultaten 56
vloed bemonsterd en vervolgens werd er één week later opnieuw een bemonstering
uitgevoerd.
Chloridegehalte
In Figuur 17 wordt het chloridegehalte weergegeven in functie van de diepte voor de
verschillende bemonsteringsplaatsen.
Aangezien het chloridegehalte in het poriënwater afhankelijk is van de saliniteitsgradiënt van
het Scheldewater, is er in functie van de afstand tot de monding een grote variatie in Cl--
gehalte tussen de schorren. Op de bemonsteringsplaatsen in zoetwaterschorren (Kruibeke
t.e.m. Konkelschoor) schommelt het chloridegehalte in oktober tussen de 200 en 700 mg L-1
en is er een lichte daling in concentratie waarneembaar met toenemende diepte. In Doel,
Lillo, Sint-Annastrand en Galgenweel worden er hogere concentraties opgemeten, tot
maximaal 6333 mg L-1. In deze brakwaterschorren is er een sterke toename in Cl- concentratie
tussen 10 en 30 cm onder MV.
Het chloridegehalte in de brakke zone vertoont een grote seizoensvariatie. Deze variatie
vermindert naar het zoete deel toe (Van Damme et al., 1995). Deze trend is goed
waarneembaar bij de bemonstering. In Doel, Lillo, Sint-Anna en Galgenweel liggen de
concentraties in maart veel lager dan in oktober; voor de andere bemonsteringsplaatsen is er
weinig variatie in concentratie waarneembaar tussen de bemonsteringen op de twee
tijdstippen. De maximumwaarden in brakwaterschorren zijn gehalveerd t.o.v. oktober, gaande
tot 3201 mg L-1. De meeste bemonsteringsplaatsen vertonen hetzelfde patroon in de diepte als
bij de vorige bemonstering. De bemonsteringspunten in Doel vertonen wel een sterk
afwijkend patroon. Het chloridegehalte daalt sterk bij toenemende diepte tot ongeveer 60 cm,
waarna er opnieuw een lichte stijging waarneembaar is. De verdeling van Cl- in het
bodemprofiel is seizoensafhankelijk. In de winter is de concentratie, afhankelijk van de
overstromingsfrequentie en de neerslag, over het hele profiel weinig variabel.
Evapotranspiratie is zeer belangrijk in droge perioden en speelt een belangrijke rol in de
zoutbalans van de bodem (Hughes et al., 1998). Deze differentiatie is echter niet
waarneembaar in de metingen over het bodemprofiel.
Resultaten 57
Oktober
Cl- (mg L-1)0 2000 4000 6000 8000
diep
te (c
m)
0
20
40
60
80
100
Maart
Cl- (mg L-1)0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500
diep
te (c
m)
0
20
40
60
80
100
Doel ADoel BDoel CLilloSint-AnnaGalgenweelKruibekeBazelRupelmondeKijkverdrietBornemKrampKonkelschoor
Figuur 17: Verloop van chloridegehalte (mg L-1) in functie van de diepte voor de 13
bemonsteringsplaatsen in oktober en maart
Van Damme et al. (1995) toonden aan dat er gedurende een getijdencyclus grote verschillen
bestaan in chloridegehalte op brakwaterschorren. Op zoetwaterschorren is deze variatie veel
geringer. Bij de bemonstering in zoetwaterschorren worden er inderdaad geen grote
verschillen in concentratie waargenomen tusen hoog- en laagwater (Tabel 11). Een week later
wordt er echter een chloridegehalte opgemeten die ongeveer de helft lager ligt. Bovendien
vond er een verschuiving plaats in het verloop van de concentratie in het bodemprofiel. Op 11
Resultaten 58
maart worden de hoogste concentraties opgemeten in de toplaag. Een week later worden de
hoogste concentraties echter teruggevonden tussen de 60 en 90 cm onder MV.
Tabel 11: Chloridegehalte (mg L-1) te Rupelmonde, Bornem en Kijkverdriet op 11 maart omstreeks 10:30 (eb) en
16:30 (vloed) en op 17 maart op verschillende diepten (10, 30, 60 en 90 cm)
Diepte 11 maart 10:30 11 maart 16:30 17 maart
Rupelmonde 10 520 520 OW 30 518 520 206 60 474 497 279 90 497 504 252 Bornem 10 552 523 136 30 524 523 163 60 520 520 212 90 521 521 216 Kijkverdriet 10 522 521 207 30 499 510 316
60 507 506 301 90 503 504 300
OW=ontbrekende waarde
Nitraatgehalten
In Figuur 18 wordt het verloop van het nitraatgehalte in functie van de diepte weergegeven
voor de verschillende bemonsteringsplaatsen. De waarden onder de detectielimiet van het
toestel, zijnde 0.05 mg L-1, worden ook weergegeven.
Het nitraatgehalte fluctueert in oktober tussen de detectielimiet en 20 mg L-1P. Op de schorren
van het Sint-Annastrand en Rupelmonde worden in de bovenste sedimentlaag hogere
concentraties aangetroffen. Zowel tussen de bemonsteringsplaatsen als binnen eenzelfde
bemonsteringsplaats (in Doel) is er geen duidelijk patroon te onderscheiden in het
bodemprofiel.
In maart is er een daling in concentratie t.o.v. oktober. Het nitraatgehalte schommelt dan voor
de meeste bodems tussen 0 en 7 mg L-1P. Enkel Doel vertoont hogere waarden. Er is opnieuw
geen duidelijk patroon waarneembaar in de diepte.
Resultaten 59
Oktober
NO3- (mg L-1)
0 20 40 60 80
diep
te (c
m)
0
20
40
60
80
100
Maart
NO3- (mg L-1)
0 5 10 15 20 25 30
diep
te (c
m)
0
20
40
60
80
100
Doel ADoel BDoel CLilloSint-AnnaGalgenweelKruibekeBazelRupelmondeKijkverdrietBornemKrampKonkelschoor
Figuur 18: Verloop van nitraatgehalte (mg L-1) in functie van de diepte voor de 13 bemonsteringsplaatsen
in oktober en maart
Uit Tabel 12 blijkt dat in Rupelmonde en Bornem het nitraatgehalte gedurende één
getijdencyclus weinig varieert. In Kijkverdriet is daarentegen de concentratie in de bovenste
sedimentlaag bijna vijf maal toegenomen. In de diepere lagen (60-90 cm onder MV) is de
concentratie echter gedaald. Voor alle bemonsteringsplaatsen is er een duidelijke daling in
concentratie met toenemende diepte.
Resultaten 60
Bij de bemonstering op 17 maart is de concentratie over het ganse profiel gedaald in
vergelijking met deze op 11 maart. Bovendien wordt er nu in Kijkverdriet een omgekeerd
patroon waargenomen in het verloop van de concentratie in het bodemprofiel. De laagste
concentratie bevindt zich nu in de bovenste sedimentlaag (10 cm onder MV).
Tabel 12: Nitraatgehalten (mg L-1) te Rupelmonde, Bornem en Kijkverdriet op 11 maart omstreeks 10:30 (eb) en
16:30 (vloed) en op 17 maart op verschillende diepten (10, 30, 60 en 90 cm)
Diepte 11 maart 10:30 11 maart 16:30 17 maart
Rupelmonde 10 60.4 59.6 OW 30 15.5 13.1 6.68 60 8.33 9.88 2.73 90 10.0 9.21 2.68 Bornem 10 30.4 26.1 12.4 30 4.02 3.96 0.344 60 3.19 2.50 1.13 90 4.01 3.30 1.26 Kijkverdriet 10 3.21 14.8 0.737 30 5.35 4.43 1.78 60 3.48 2.69 1.45 90 3.29 1.20 1.62
OW=ontbrekende waarde
USulfaatgehalten
In Figuur 19 wordt het sulfaatgehalte weergegeven in functie van de diepte voor de
verschillende bemonsteringsplaatsen. De waarden onder de detectielimiet van het toestel (<
0.05 mg L-1) worden ook weergegeven.
Het sulfaatgehalte varieert in oktober voor de meeste bemonsteringsplaatsen tussen de 50 en
200 mg L-1. Er is geen duidelijk patroon te herkennen over het bodemprofiel. Het
sulfaatgehalte bereikt voor iedere bemonsteringsplaats op een verschillende diepte een
maximum. In Doel, Lillo, Sint-Annastrand en Galgenweel worden hogere concentraties
opgemeten tot maximaal 1133 mg L-1 in de bovenste lagen. Op grotere diepte liggen de
concentraties opnieuw in dezelfde grootte-orde als de andere schorren.
Bij de bemonstering in maart varieert het sulfaatgehalte tussen 0 en 150 mg L-1. Doel en Lillo
vertonen afwijkende hogere waarden t.o.v. de andere schorren in de bovenste lagen, met een
maximum van 880 mg L-1. Er is opnieuw geen duidelijk patroon herkenbaar in het verloop
Resultaten 61
van de concentratie met de diepte. Voor iedere bemonsteringsplaats wordt er op een
verschillende diepte een maximum bereikt.
Oktober SO4
2- (mg L-1)0 200 400 600 800 1000 1200 1400
diep
te (c
m)
0
20
40
60
80
100
Maart
SO42- (mgL-1)
0 200 400 600 800 1000
diep
te
0
20
40
60
80
100
Doel ADoel BDoel CLilloSint-AnnaGalgenweelKruibekeBazelRupelmondeKijkverdrietBornemKrampKonkelschoor
Figuur 19: Verloop van sulfaatgehalte (mg L-1) in functie van de diepte voor de 13 bemonsteringsplaatsen
in oktober en maart
In Rupelmonde en Bornem is er gedurende één getijdencyclus weinig variatie in het
sulfaatgehalte (Tabel 13). In Kijkverdriet is de concentratie in de bovenste sedimentlaag bij
vloed echter verdrievoudigd en op een diepte van 30 cm onder MV is er een sterke daling
Resultaten 62
t.o.v. de concentratie bij eb. Een week later is de concentratie in de bovenste lagen te
Rupelmonde en Bornem slechts licht gedaald, op grotere diepte is de daling veel sterker. In
Kijkverdriet is de daling over het ganse bodemprofiel zeer sterk.
Tabel 13: Sulfaatgehalten (mg L-1) te Rupelmonde, Bornem en Kijkverdriet op 11 maart omstreeks 10:30 (eb) en
16:30 (vloed) en op 17 maart op verschillende diepten (10, 30, 60 en 90 cm)
Diepte 11 maart 10:30 11 maart 16:30 17 maart
Rupelmonde 10 92.2 88.8 OW 30 123 119 101 60 161 146 121 90 151 141 113 Bornem 10 118 113 103 30 63.8 74.8 64.1 60 11.9 9.07 5.02 90 17.5 11.5 5.94 Kijkverdriet 10 6.43 22.3 0.186 30 9.80 1.88 1.97 60 12.3 10.8 2.98 90 17.0 15.5 2.55
OW=ontbrekende waarde
5.1.4.2. pH
In Tabel 14 worden enkele karakteristieken van de gegevensdistributie van de pH in het
poriënwater over de verschillende diepten in oktober en maart weergegeven. Bijlage 10 bevat
de volledige dataset. In de bovenste laag worden over het algemeen iets hogere pH-waarden
waargenomen. Het verschil in pH-waarde tussen de verschillende schorregebieden onderling
is maximaal 1,5. Tussen de metingen in oktober en maart zijn er ook geen grote verschillen
merkbaar.
Tabel 14: Gemiddelde met standaarddeviatie, mediaan, minimum- en maximumwaarden van de pH van de
rhizonextracten in oktober en maart voor vier verschillende bemonsteringsdieptes (10-30-60-90 cm onder MV)
Oktober Maart 10 30 60 90 10 30 60 90
gem 7.73 7.33 7.36 7.48 7.73 7.44 7.27 7.27 stdv 0.51 0.37 0.51 0.44 0.30 0.26 0.41 0.24 med 7.47 7.42 7.21 7.32 7.89 7.43 7.10 7.25 min 6.90 6.66 6.84 6.94 7.13 7.01 6.89 6.88 max 8.46 7.96 8.22 8.29 8.01 7.80 8.27 7.60
Resultaten 63
5.1.4.3. TOC gehalte
Distributiekarakteristieken van de totale concentraties aan organische koolstof (TOC) in de
rhizonextracten bij bemonstering in oktober en maart zijn in Tabel 15 weergegeven. Bijlage
11 bevat de volledige dataset.
Tabel 15: Gemiddelde met standaarddeviatie, mediaan, minimum- en maximumwaarden van het TOC gehalte (mg
L-1) van de rhizonextracten in oktober en maart voor vier verschillende bemonsteringsdieptes (10-30-60-90 cm onder
MV)
Oktober Maart 10 30 60 90 10 30 60 90
gem 21.2 13.1 24.9 15.0 49.8 57.2 110 118 stdv 20.1 17.1 27.7 18.3 24.3 54.0 55.7 89.2 med 14.8 28.5 32.9 17.6 54.6 58.4 129 144 min 2.16 ND ND ND ND ND ND ND max 62.2 42.9 90.5 57.9 87.6 134 169 257 ND= niet detecteerbaar (< 1.35 mg L-1)
In oktober liggen de TOC waarden beduidend lager dan in maart. Tussen de schorren
onderling worden grote verschillen waargenomen. In oktober varieert het TOC gehalte over
de bemonsteringsplaatsen tussen de detectielimiet en 90.5 mg L-1P. In maart worden waarden
waargenomen tussen de detectielimiet en 257 mg L-1. In Doel wordt er een grote variatie
waargenomen tussen punten op 10 m afstand. Over de diepte is er in maart een toename in
TOC gehalte, in oktober is het gehalte weinig variabel.
5.1.4.4. Metaalconcentraties
De metaalconcentratie in de rhizonextracten werd op drie verschillende tijdstippen
geanalyseerd, namelijk in oktober, december en maart. Het verloop van de
metaalconcentraties van de rhizonextracten in de tijd wordt weergegeven in Figuur 20 t.e.m.
Figuur 26. Tevens werd er in maart ook over een kleinere tijdspanne bemonsterd. Op 11
maart werd binnen één getijdencyclus tijdens eb en vloed bemonsterd en vervolgens wordt er
één week later opnieuw een bemonstering uitgevoerd. De resultaten van deze monstername
zijn terug te vinden in Tabel 16 t.e.m. Tabel 22.
U
IJzer
In Figuur 20 wordt het verloop van het ijzergehalte in de tijd weergegeven voor de
verschillende bemonsteringsplaatsen op vier verschillende diepten. De rhizonextracten waar
Resultaten 64
de gegevens ontbreken, worden weergegeven in de legende van de figuur. De andere niet
weergegeven data liggen onder de detectielimiet van het toestel, zijnde 0.1 mg L-1P.
O k to b e r
D o el A D o e l B D o e l C L illo S in t A nna G a lgenw K ru ib e B aze l R up e lm K ijkve rd r B o rnem K ram p K o nke lsch
Zn (m
g.L-1
)
0 .0 0
0 .0 5
0 .1 0
0 .1 5
0 .2 0
J a n u a r i
D o e l A D o e l B D o e l C L i l l o S i n t A n n aG a l g e n w K r u i b e B a z e l R u p e l m K i j k v e r d r B o r n e m K r a m p K o n k e l s c h
Fe (m
g.L-1
)
0
1 0
2 0
3 0
4 0
5 0
M a a r t
D o e l A D o e l B D o e l C L il lo S in t A n n a G a lg e n w l K r u ib e B a z e l R u p e lm K ijk v e r d r B o rn e m K ra m p K o n k e ls c h
Fe (m
g.L-1
)
0
2 0
4 0
6 0
8 0
1 0 0
1 2 0
10 cm30 cm60 cm90 cm
ontbrekende waarden
1. Oktober: Bornem 10 cm,
Kramp 60 cm, Konkelschoor
60 cm
2. Januari: Lillo 60 cm, Kramp
60 cm
3. Maart: Doel B 30 cm, Sint-
Anna 10 cm, Bazel 30 cm,
Kramp 10 en 60 cm,
Konkelschoor 60 cm
Figuur 20: Verloop van ijzerconcentratie (mg L-1) in oktober, januari en maart over de verschillende
diepten (10-30-60-90 cm onder MV)
Resultaten 65
Het ijzergehalte vertoont in oktober geen duidelijk patroon in het bodemprofiel. Voor ieder
schor wordt er op een verschillende diepte een maximum bereikt. Voor de meeste bodems
liggen de concentraties in de bovenste laag zeer laag. In Doel is de variatie tussen de drie
meetplaatsen relatief groot. In januari en maart is er weinig verandering op te merken t.o.v.
oktober. De concentraties in de meeste bodems bereiken nog steeds op dezelfde diepte een
maximum en de grootte-orde van concentraties is merendeels dezelfde gebleven. In Doel en
Lillo zijn er wel grotere verschillen opmeetbaar in de tijd.
Tabel 16: IJzergehalten (mg L-1) te Rupelmonde, Bornem en Kijkverdriet op 11 maart omstreeks 10:30 (eb) en 16:30
(vloed) en op 17 maart op verschillende diepten (10, 30, 60 en 90 cm)
Diepte 11 maart 10:30 11 maart 16:30 17 maart
Rupelmonde 10 ND OW OW 30 ND ND 0.113 60 3.64 2.70 0.683 90 1.14 1.66 1.70 Bornem 10 ND ND ND 30 4.35 3.87 4.91 60 9.91 11.9 3.40 90 10.1 15.4 7.34 Kijkverdriet 10 17.4 1.02 7.28 30 3.88 11.1 5.03 60 0.873 13.1 16.7 90 32.7 19.7 22.4
OW= ontbrekende waarde, ND= niet detecteerbaar ( < 0.1 mg L-1)
Uit Tabel 16 blijkt dat er binnen één getijdencyclus in de bovenste bodemlagen bij vloed een
lager ijzergehalte wordt gevonden dan bij eb. In de onderste bodemlagen wordt daarentegen
een hogere gehalte gevonden bij hoogwater. In Kijkverdriet zijn deze verschillen veel sterker
dan op de andere twee bemonsteringsplaatsen. Op 17 maart is voor Rupelmonde en Bornem
de concentratie in de bovenste bodemlagen opnieuw gestegen en in de onderste gedaald. In
Kijkverdriet is er een stijging in concentratie op 10 en 90 cm onder MV en in de andere lagen
wordt een daling opgemeten.
UMangaan
Het verloop van het mangaangehalte in de tijd wordt in Figuur 21 weergegeven voor de
verschillende bemonsteringsplaatsen op vier verschillende diepten. De rhizonextracten
waarvan de gegevens ontbreken worden weergegeven in de legende van de figuur. De andere
niet weergegeven data liggen onder de detectielimiet van het toestel, zijnde 0.035 mg mg L-1P.
Resultaten 66
O k to b e r
D o e l A D o e l B D o e l C L illo S in t A n n a G a lg e n w K ru ib e B a z e l R u p e lm K ijk v e rd r B o rn e m K ra m p K o n k e lsc h
Mn
(mg.
L-1)
0
2
4
6
8
1 0
1 2
J a n u a r i
D o e l A D o e l B D o e l C L illo S in t A n n a G a lg e n w K ru ib e B a z e l R u p e lm K ijk v e rd r B o rn e m K ra m p K o n k e lsc h
Mn
(mg.
L-1)
0
2
4
6
8
M a a r t
D o e l A D o e l B D o e l C L il lo S in t A n n a G a lg e n w l K ru ib e B a z e l R u p e lm K ijk v e rd r B o rn e m K ra m p K o n k e ls c h
Mn
(mg.
L-1)
0
1
2
3
4
5
6
10 cm30 cm60 cm90 cm
ontbrekende waarden
1. Oktober: Bornem 10 cm,
Kramp 60 cm, Konkelschoor
60 cm
2. Januari: Lillo 60 cm, Kramp
60 cm
3. Maart: Doel B 30 cm, Sint-
Anna 10 cm, Bazel 30 cm,
Kramp 10 en 60 cm,
Konkelschoor 60 cm
Figuur 21: Verloop van mangaanconcentratie (mg L-1) in oktober, januari en maart over de verschillende diepten (10-
30-60-90 cm onder MV)
Uit Figuur 21 blijkt dat de ruimtelijke variatie in Mn concentratie groot is, zowel over de
bemonsteringsplaatsen als in functie van de diepte. Er is geen trend waarneembaar als functie
van de afstand tot de monding. In de toplaag wordt over het algemeen een lagere concentratie
Resultaten 67
teruggevonden dan in de onderliggende lagen. Enkel voor Kijkverdriet en Kruibeke zijn deze
gehalten ongeveer constant over de diepte. Tussen de drie bemonsteringen in Doel worden er
ook onderling verschillen in de concentraties waargenomen, maar er wordt wel telkens
eenzelfde verloop van de mangaanconcentratie in de diepte weergevonden.
De temporele variatie verschilt naargelang de bemonsteringsplaats. In Kruibeke, Kijkverdriet,
Kramp en Konkelschoor worden er bijna geen veranderingen in de tijd waargenomen. In Doel
en Lillo worden er tijdens de drie bemonsteringen verschillen in concentraties opgemeten en
was er bovendien een verschuiving van de maximumconcentratie in de diepte. Op de andere
bemonsteringsplaatsen zijn er ook concentratieverschillen in de tijd opgemeten, evenwel niet
zo uitgesproken als op de vorige twee bemonsteringsplaatsen.
De mangaanconcentratie varieert weinig binnen een getijdencyclus. Bij de bemonstering één
week later worden er ook weinig verschillen teruggevonden (Tabel 17).
Tabel 17: Mangaangehalten (mg L-1) te Rupelmonde, Bornem en Kijkverdriet op 11 maart omstreeks 10:30 (eb) en
16:30 (vloed) en op 17 maart op verschillende diepten (10, 30, 60 en 90 cm)
Diepte 11 maart 10:30 11 maart 16:30 17 maart
Rupelmonde 10 ND OW OW 30 ND ND 0.113 60 1.35 1.05 1.18 90 0.355 ND 0.487 Bornem 10 ND ND ND 30 0.786 0.749 0.696 60 1.19 1.20 1.03 90 1.04 1.17 1.02 Kijkverdriet 10 3.18 2.58 2.97 30 3.74 3.76 3.83 60 3.76 4.19 4.14 90 4.26 4.13 4.18
OW= ontbrekende waarde, ND= niet detecteerbaar (< 0.035 mg L-1)
UZink
Het verloop van het zinkgehalte in de tijd wordt in Figuur 22 weergegeven voor de
verschillende bemonsteringsplaatsen op vier verschillende diepten. De rhizonextracten
waarvan de gegevens ontbreken worden weergegeven in de legende van de figuur. De andere
niet weergegeven data liggen onder de detectielimiet van het toestel, zijnde 0.035 mg L-1.
Resultaten 68
Voor zink liggen de meeste waarden onder de detectielimiet van ICP-OES, waardoor het
moeilijk is om ruimtelijke of temporele patronen te herkennen. Slechts enkele waarden
overschrijden de achtergrondwaarden (Vlarebo, 1996). Voor januari worden er wel gemiddeld
hogere waarden bekomen dan op de andere twee tijdstippen.
O k tob er
D o el A D o el B D o el C L illo S in t A nna G algenw K ruibe B azel R up elm K ijkve rd r B ornem K ram p K o nke lsch
Z n (m
g.L-1
)
0 .0 0
0 .0 5
0 .1 0
0 .1 5
0 .2 0
Jan u a ri
D o e l A D o e l B D o e l C L illo S in t A nn a G a lg enw K ru ib e B az e l R up e lm K ijk ve rd r B o rnem K ram p K o nk e lsch
Zn (m
g.L-1
)
0 .0
0 .1
0 .2
0 .3
0 .4
M aart
D oel A D oel B D oel C Lillo S in t A nna G algenw l K ruibe B azel R upelm K ijkverd r B ornem K ram p K onkelsch
Zn (m
g.L-1
)
0 .0 0
0 .0 2
0 .0 4
0 .0 6
0 .0 8
0 .1 0
0 .1 2
0 .1 4
10 cm30 cm60 cm90 cmAW
ontbrekende waarden
1. Oktober: Bornem 10 cm,
Kramp 60 cm, Konkelschoor
60 cm
2. Januari: Lillo 60 cm, Kramp
60 cm
3. Maart: Doel B 30 cm, Sint-
Anna 10 cm, Bazel 30 cm,
Kramp 10 en 60 cm,
Konkelschoor 60 cm
Figuur 22: Verloop van zinkconcentratie (mg L-1) in oktober, januari en maart over de verschillende
diepten (10-30-60-90 cm onder MV) ; AW = achtergrondwaarde
Resultaten 69
Aangezien er slechts enkele waarden de detectielimiet overschrijden, is het niet mogelijk uit
Tabel 18 een patroon af te leiden voor het verloop van het Zn-gehalte gedurende een
getijdencyclus. Bij de bemonstering op 17 maart later liggen de waarden ook allemaal onder
de detectielimiet.
Tabel 18: Zinkgehalten (mg L-1) te Rupelmonde, Bornem en Kijkverdriet op 11 maart omstreeks 10:30 (eb) en 16:30
(vloed) op verschillende diepten (10, 30, 60 en 90 cm)
Diepte 11 maart 10:30 11 maart 16:30
Rupelmonde 10 ND OW 30 0.093 0.082 60 0.061 0.059 90 ND ND Bornem 10 ND ND 30 ND ND 60 ND ND 90 ND 0.076 Kijkverdriet 10 ND ND 30 ND ND 60 ND ND 90 ND ND
OW= ontbrekende waarde, ND= niet detecteerbaar (< 0.035 mg L-1)
UCadmium
In Figuur 23 wordt de cadmiumconcentratie in oktober en januari weergegeven voor de
verschillende bemonsteringsplaatsen op vier verschillende diepten. In januari ontbreken de
gegevens voor Konkelschoor op een diepte van 60 cm onder MV. De andere niet
weergegeven data liggen onder de detectielimiet van het toestel, zijnde 0.1 µg L-1.
De concentraties aan cadmium zijn op alle schorregebieden relatief laag. Slechts enkele
waarden liggen boven de achtergrondwaarde van Vlarebo. In Galgenweel is er in januari een
overschrijding van de bodemsaneringsnorm op een diepte van 30 cm. Er is over het algemeen
een daling van de concentratie merkbaar van oktober naar januari. In maart liggen de waarden
van de rhizonextracten voor alle bemonsteringsplaatsen onder de detectielimiet, wat mogelijk
te wijten is aan een foutieve meting. Dit is ook het geval voor koper, nikkel en chroom die op
hetzelfde toetstel, namelijk GF-AAS , geanalyseerd werden. Door het hoge zoutgehalte kan er
interferentie geweest zijn bij analyse.
Resultaten 70
Oktober
Doel A Doel B Doel C Lillo Sint Anna Galgenw Kruibe Bazel Rupelm Kijkverdr Bornem Kramp Konkelsch
Cd
(µg.
L-1)
0
1
2
3
4
5
Januari
Doel A Doel B Doel C Lillo Sint Anna Galgenw Kruibe Bazel Rupelm Kijkverdr Bornem Kramp Konkelsch
Cd
(µg.
L-1)
0
2
4
6
8
10 10 cm30 cm60 cm90 cmachtergrondwaardebodemsaneringsnorm
Figuur 23: Verloop van cadmiumconcentratie (µg L-1) in oktober en januari over de verschillende diepten
(10-30-60-90 cm onder MV) – ontbrekende waarde: januari Konkelschoor 60 cm
Uit Tabel 19 blijkt dat bij hoogwater de concentraties aan cadmium in Bornem beduidend
hoger liggen dan bij laagwater. De maximumconcentratie ligt steeds op dezelfde diepte. Voor
de andere twee schorren is er weinig variatie waarneembaar in Cd-gehalte tussen eb en vloed.
Resultaten 71
Tabel 19: Cadmiumgehalten (µg L P
-1P) te Rupelmonde, Bornem en Kijkverdriet op 11 maart omstreeks 10:30 (eb) en
16:30 (vloed) op verschillende diepten (10, 30, 60 en 90 cm)
Diepte 11 maart 10:30 11 maart 16:30
Rupelmonde 10 0.2 0.2 30 0.5 0.4 60 0.3 0.2 90 ND ND Bornem 10 0.2 0.3 30 ND 0.1 60 0.2 0.4 90 0.2 0.7 Kijkverdriet 10 ND ND 30 ND 0.1 60 ND ND 90 ND ND
ND= niet detecteerbaar (< 0.1 µg LP
-1P)
UChroom
Figuur 24 geeft het verloop van de chroomconcentratie in oktober en januari weer voor de
verschillende bemonsteringsplaatsen op vier verschillende diepten. In januari ontbreken de
gegevens voor Konkelschoor op een diepte van 60 cm onder MV. De waarden onder de
detectielimiet (< 0.5 µg L-1) worden niet weergegeven.
Net zoals bij cadmium worden er in de rhizonextracten lage gehalten aan chroom gevonden.
Slechts een beperkt aantal overschrijdt de achtergrondwaarden (Vlarebo, 1996). Op de meeste
plaatsen bevinden zich de hoogste concentraties in de diepere lagen (60-90 cm onder MV).
Over het algemeen is er een daling in Cr gehalte van oktober naar januari.
In Bornem en Kijkverdriet is er van laag- naar hoogwater een daling in Cr-concentratie op
een diepte van 30 cm onder MV. Over de rest van het bodemprofiel is er bij hoogwater een
stijging in gehalte (Tabel 20).
Resultaten 72
Oktober
Doel A Doel B Doel C Lillo Sint Anna Galgenw Kruibe Bazel Rupelm Kijkverdr Bornem Kramp Konkelsch
Cr (
µg.L
-1)
0
10
20
30
40
Januari
Doel A Doel B Doel C Lillo Sint Anna Galgenw Kruibe Bazel Rupelm Kijkverdr Bornem Kramp Konkelsch
Cr (
µg.L
-1)
0
10
20
30
40
10 cm30 cm60 cm90 cmAW
Figuur 24: Verloop van chroomconcentratie (µg L-1) op de schorregebieden in oktober en januari over de
verschillende diepten (10-30-60-90 cm onder MV) ; AW = achtergrondwaarde – ontbrekende waarde:
januari Konkelschoor 60 cm
Tabel 20: Chroomgehalten (µg L-1) te Rupelmonde, Bornem en Kijkverdriet op 11 maart omstreeks 10:30 (eb) en
16:30 (vloed) op verschillende diepten (10, 30, 60 en 90 cm)
Diepte 11 maart 10:30 11 maart 16:30 Rupelmonde 10 0.7 1.1 30 ND ND 60 ND ND 90 ND ND Bornem 10 1.4 1.8 30 1.6 1.4 60 2.8 8.1 90 3.8 10.6 Kijkverdriet 10 2.2 3.1 30 3.3 2.9 60 2.5 3.5 90 4.0 4.8
ND= niet detecteerbaar (< 0.5 µg L-1)
Resultaten 73
UKoper
De koperconcentraties voor oktober en januari worden in Figuur 25 weergegeven voor de
verschillende bemonsteringsplaatsen op vier verschillende diepten. Voor Konkelschoor
ontbreken de gegevens op een diepte van 60 cm in januari. De andere niet weergegeven data
liggen onder de detectielimiet van het toestel, zijnde 2 µg L-1.
Er worden lage gehalten aan koper teruggevonden in de rhizonextracten. Veel concentraties
liggen onder de detectielimiet en slechts twee overschrijden de achtergrondwaarden. In
januari liggen de concentraties aan koper voor Kruibeke, Kijkverdriet, Konkelschoor
beduidend lager in vergelijking met oktober. Oktober
Doel A Doel B Doel C Lillo Sint Anna Galgenw Kruibe Bazel Rupelm Kijkverdr Bornem Kramp Konkelsch
Cu
(µg.
L-1)
0
10
20
30
40
Januari
Doel A Doel B Doel C Lillo Sint Anna Galgenw Kruibe Bazel Rupelm Kijkverdr Bornem Kramp Konkelsch
Cu
(µg.
L-1)
0
10
20
30
40
10 cm30 cm60 cm90 cmAW
Figuur 25: Verloop van koperconcentratie (µg L-1
P) in oktober en januari over de verschillende diepten
(10-30-60-90 cm onder MV) ; AW = achtergrondwaarde - ontbrekende waarde: januari Konkelschoor 60
cm
Resultaten 74
Uit Tabel 21 blijkt dat in Rupelmonde en Bornem er voor iedere diepte
concentratieverschillen opgemeten worden tussen laag- en hoogwater. Er is evenwel geen
patroon in de diepte waarneembaar. Voor Kijkverdriet liggen de Cu concentraties zowel bij
eb als vloed onder de detectielimiet.
Tabel 21: Kopergehalten (µg L-1) te Rupelmonde, Bornem en Kijkverdriet op 11 maart omstreeks 10:30 (eb) en 16:30
(vloed) op verschillende diepten (10, 30, 60 en 90 cm)
Diepte 11 maart 10:30 11 maart 16:30
Rupelmonde 10 9 10 30 5 3 60 3 3 90 3 2 Bornem 10 4 3 30 ND ND 60 6 4 90 ND 9 Kijkverdriet 10 ND ND 30 ND ND 60 ND ND 90 ND ND ND= niet detecteerbaar (< 2 µg L-1
P)
UNikkel
Figuur 26 geeft het verloop van de nikkelgehaltes in oktober en januari weer voor de
verschillende bemonsteringsplaatsen op vier verschillende diepten. In januari ontbreken de
gegevens voor Konkelschoor op een diepte van 60 cm onder MV. De waarden onder de
detectielimiet (< 2 µg L-1) worden niet weergegeven.
De hoogste Ni-gehalten worden over het algemeen teruggevonden op een diepte van 30 of 60
cm onder MV. Enkel voor Kruibeke en Kijkverdriet is de concentratie in de toplaag hoger dan
in de onderliggende lagen. De concentraties liggen opnieuw laag in vergelijking met de
algemene achtergrondwaarden van grondwater in Vlaanderen (Vlarebo, 1996). In januari is er
gemiddeld een daling in concentratie in vergelijking met oktober; vooral in Doel is dit
verschil opmerkelijk.
Resultaten 75
Oktober
Doel A Doel B Doel C Lillo Sint Anna Galgenw Kruibe Bazel Rupelm Kijkverdr Bornem Kramp Konkelsch
Ni (
µg.L
-1)
0
10
20
30
40
Januari
Doel A Doel B Doel C Lillo Sint Anna Galgenw Kruibe Bazel Rupelm Kijkverdr Bornem Kramp Konkelsch
Ni (
µg.L
-1)
0
5
10
15
20
25
30
10 cm30 cm60 cm90 cmAW
Figuur 26: Verloop van nikkelconcentratie (µg L-1) in oktober en januari over de verschillende diepten
(10-30-60-90 cm onder MV) ; AW = achtergrondwaarde - ontbrekende waarde: januari Konkelschoor 60
cm
Uit Tabel 22 blijkt dat op de drie schorregebieden er van laag- naar hoogwater een
verschillende patroon waarneembaar is in het verloop van het Ni-gehalte. In Rupelmonde is
voor iedere diepte weinig variatie in concentratie merkbaar tussen eb en vloed. Op het schor
van Bornem is er van laag- naar hoogwater een daling in Ni-concentratie op een diepte van 30
cm onder MV. Over de rest van het bodemprofiel is er bij hoogwater een stijging in gehalte.
In Kijkverdriet liggen de waarden zowel voor hoog- als laagwater onder de detectielimiet.
Resultaten 76
Tabel 22: Nikkelgehalte (µg L-1) te Rupelmonde, Bornem en Kijkverdriet op 11 maart omstreeks 10:30 (eb) en 16:30
(vloed) op verschillende diepten (10, 30, 60 en 90 cm)
Diepte 11 maart 10:30 11 maart 16:30
Rupelmonde 10 ND 2 30 3 4 60 7 7 90 2 3 Bornem 10 3 4 30 7 3 60 ND 3 90 ND 4 Kijkverdriet 10 2 2 30 ND ND 60 ND ND 90 ND ND ND= niet detecteerbaar (< 2 µg L-1)
ULood
Over de ganse bemonsteringsperiode waren er slechts twee waarden die boven de
detectielimiet van de ICP-OES (< 0.020 mg L-1). De resultaten worden dan ook niet
meegegeven en niet verder besproken.
5.1.5. Grondwaterstanden
De grondwaterstanden van de verschillende bemonsteringsplaatsen worden in Tabel 23
weergegeven op verschillende tijdstippen tussen oktober ‘04 en maart ‘05. Om praktische
redenen konden in oktober niet alle plaatsen op eenzelfde moment bemonsterd worden.
De grondwatertafel varieert over de verschillende bemonsteringsplaatsen van 83 cm onder
MV tot MV. Voor Doel is het gemiddeld verschil in grondwaterstand tussen de verschillende
peilbuizen op 10 m afstand 7 cm. De verschillen in grondwaterstand tussen de schorren
onderling kunnen te wijten zijn aan de overstromingsfrequentie van het schor, de afstand van
de peilbuis tot de rivier, de hoogte van het schor op de plaats van de peilbuis en de
hydraulische geleidbaarheid van de bodem (Huyghes et al., 1998). Binnen eenzelfde
schorregebieden varieert de grondwaterstand ook sterk in de tijd. De fluctuaties in
grondwaterstand in de tijd zijn zowel te wijten aan seizoenale fluctuaties (bepaald door het
klimaat en weer) als aan de getijdenwerking. In Kruibeke en Kijkverdriet wordt een
permanent hoge grondwaterstand opgemeten.
Resultaten 77
Tabel 23: Grondwaterstanden (cm onder MV) van de bemonsteringsplaatsen
datum Doel Lillo Sint-Anna Galgenw Kruibeke Bazel Rupelm Kijkverdr Bornem Kramp Konkelsch A B C
13.10.04 4 25 83 15.10.04 0 10 17 21.10.04 8 5 5 23.10.04 14 9 13 27.10.04 16 30 14 28.10.04 14 20 13 10.11.04 5 30 41 17 12.11.04 0 17 37 10 06.01.05 12 0 4 7 20 12 0 0 27 1 13 35 10 08.01.05 20 14 17 15 25 16 0 2 24 3 10 12 16 17.03.05 17 9 11 15 17 4 0 0 21 2 19 45 15 18.03.05 23 15 17 20 23 5 0 8 28 3 22 47 2
In Figuur 27 worden de grondwaterstanden in Rupelmonde, Kijkverdriet en Bornem
weergegeven gedurende één getijdencyclus. Volgens de getijdenvoorspellingen van het AWZ
was het om 10.30 u in Antwerpen laagwater en om 16.30 u hoogwater. In Kijkverdriet en
Bornem volgt de grondwatertafel duidelijk het patroon van eb en vloed. Door het springtij
komt het water zelfs boven het maaiveld. In Rupelmonde is er niet direct een relatie te vinden
tussen de stijging van de watertafel en de getijdencyclus. Dit kan eventueel ook te wijten zijn
aan drainagekanalen aanwezig in de schor, waardoor er minder schommelingen zullen zijn in
de grondwaterstand (Verhoest, 2004).
Figuur 27: Grondwaterstanden (cm boven MV) in Rupelmonde, Kijkverdriet en Bornem op 11 maart
gedurende één getijdencyclus
tijd
10:00 12:00 14:00 16:00 18:00
Hoo
gte
gron
dwat
erst
and
(cm
)
-30
-20
-10
0
10
20
30
40
RupelmondeKijkverdrietBornem
Resultaten 78
5.2. Serreproef In de eerste paragraaf worden de bodems van de vier gronden, gebruikt voor de serreproef,
gekarakteriseerd. Vervolgens worden tevens de totale en uitwisselbare gehalten aan metalen
in de gronden weergegeven. Tenslotte worden de metingen in de rhizonextracten behandeld.
5.2.1. Bodemkarakteristieken
Enkele karakteristieken van de gronden die gebruikt werden in de serreproef, worden
weergegeven in Tabel 24. De gemiddelde pH-waarden van de verschillende gronden variëren
binnen een relatief klein bereik, namelijk tussen 7.19 en 7.36. Zowel de geleidbaarheid van de
bodem als de concentratie aan chloriden zijn hoog in de bodem van Lillo. Voor de andere
gronden zijn de meetresultaten voor deze twee parameters relatief laag. Het carbonaatgehalte
vertoont een grotere variatie tussen de gronden gaande van 5.33 % tot 9.58 %. Voor Lillo
wordt opnieuw het hoogste gehalte opgemeten. De concentratie aan organisch materiaal is het
hoogst voor Kijkverdriet (24,2%). Voor Bornem, Konkelschoor en Lillo wordt telkens
ongeveer eenzelfde gehalte van 14.0 % tot 14.5 % teruggevonden. De CEC varieert meer,
namelijk over een bereik van 22.1 cmol (+) kg-1 DS (Bornem) tot 41.8 cmol (+) kg-1 DS
(Kijkverdriet). De AVS-gehalten zijn voor alle gronden, met uitzondering van Kijkverdriet,
laag.
Tabel 24: Gemiddelde met standaardafwijking en variatiecoëfficiënt (%) van de bodemeigenschappen van de gronden
die gebruikt werden voor de serre-opstelling: pH, elektrische conductiviteit (EC), chloridenconcentratie, CaCO3-
gehalte, OM- gehalte, kationenuitwisselingscapaciteit (CEC) en sulfidenconcentratie
pH EC Chloriden CaCO3 OM CEC AVS (µS cm-1) (g Cl- kg-1 DS) (%) (%) (cmol(+) kg-1 DS) (mg kg-1 DS) Bornem gem 7.36 264 0.318 7.00 14.5 22.1 2.22 stdev 0.04 10 0.074 1.56 0.22 0.55 1.98 rsd 0.55 4 23 22 2 2 89 Kijkverdriet gem 7.25 304 0.532 5.33 24.2 41.8 9.51 stdev 0.04 28 0.176 0.76 0.88 2.80 2.68 rsd 0.56 9 33 14 4 7 28 Konkelschoor gem 7.19 293 0.172 5.33 14.2 32.3 4.74 stdev 0.02 10 0.108 0.29 0.37 1.01 2.75 rsd 0.29 4 63 5 3 3 58 Lillo gem 7.35 1765 3.46 9.58 14.1 24.4 1.31 stdev 0.03 134 1.45 0.38 0.46 0.95 0.64 rsd 0.39 8 42 4 3 4 49
Resultaten 79
De bodems Bornem, Kijkverdriet, Konkelschoor en Lippensbroek zitten volgens het
Belgische classificatiesysteem in de textuurklasse U, wat overeenstemt met een zeer zware
kleibodem (Figuur 28). Lillo bevindt zich in de textuurklasse E (lemige klei).
Figuur 28: Korrelgrootteverdeling van de gronden die gebruikt werden voor de serre-opstelling
De bodems van de serreproef zijn afkomstig van de bovenste 40 cm van de sedimentlaag.
Over het algemeen stemmen de bodemkarakteristieken goed overeen met deze van de
veldmetingen uitgevoerd in de bovenste bodemlaag. Door de voorbehandeling van de grond
is er wel een groot verschil in sulfidegehalte en geleidbaarheid van de bodemoplossing.
5.2.2. Totale en uitwisselbare metaalgehalten
In Tabel 25 worden de totale en uitwisselbare gehalten aan metalen weergegeven van de
gronden gebruikt in de serreproef. De totaalgehalten aan cadmium variëren voor de
verschillende bodems binnen een relatief groot bereik, namelijk tussen 3.98 en 8.48 mg kg-1
DS. Het hoogste totaalgehalte wordt teruggevonden voor Kijkverdriet. Het hoogste
percentage uitwisselbaar Cd wordt teruggevonden in Lillo. Hier wordt ondanks een relatief
laag totaalgehalte toch een hoog uitwisselbaar Cd gehalte teruggevonden. In vergelijking met
de andere elementen bevindt Cd zich relatief het meest in de uitwisselbare fractie.
Voor Cr varieert het totaalgehalte tussen 71.5 en 158 mg kg-1 DS met een maximum voor
Konkelschoor. Voor alle bodems is er slechts een klein percentage van het totaalgehalte
uitwisselbaar.
Bornem Kijkverdriet Konkelschoor Lillo
%
0
20
40
60
80
100% klei% leem% zand
Resultaten 80
De totaalgehalten aan Cu verschillen weinig over de verschillende bodems, namelijk tussen
90.4 en 106 mg kg-1 DS, met de hoogste concentratie in Kijkverdriet. De bodems met hoogste
en laagste uitwisselbare gehalten stemmen overeen met deze met de hoogste en laagste
totaalgehalten, waardoor er voor de verschillende bodems een gelijkaardig percentage aan
uitwisselbaar Cu bekomen wordt.
Voor Fe worden totaalgehalten gemeten tussen 30301 en 40734 mg kg-1 DS. De uitwisselbare
gehalten liggen veel lager en bijgevolg is ook het percentage uitwisselbaar Fe voor alle
bodems zeer klein.
Het totaalgehalte aan Mn ligt voor de verschillende bodems tussen 1019 en 2847 mg kg-1 DS,
met een maximum in Kijkverdriet. Konkelschoor heeft een hoger percentage uitwisselbaar
Mn in vergelijking met de andere bodems.
Het totaalgehalte aan Ni varieert tussen 28.5 en 51.2 mg kg-1 DS. Kijkverdriet heeft het
grootste totaalgehalte en het kleinste percentage uitwisselbaar Ni.
Voor Pb liggen de totaalgehalten tussen 97.4 en 150 mg kg-1 DS. De uitwisselbare gehalten
variëren tussen 0.757 en 0.879 mg kg P
-1P DS. Het percentage lood dat kan deelnemen aan
uitwisselingsreacties is dus beperkt.
Lillo heeft een beduidend lager totaal Zn gehalte dan de andere bodems. Er wordt hier
nochtans de hoogste concentratie uitwisselbare Zn opgemeten, waardoor het percentage
uitwisselbaar Zn dubbel zo hoog ligt.
Voor de verschillende bodems kan de volgende reeks opgesteld worden in stijgend percentage
uitwisselbare gehalten: Cd > Zn> Ni > Pb ≈ Mn > Cr > Fe.
Resultaten 81
Tabel 25: Gemiddelde met standaardafwijking en variatiecoëfficiënt (%) van totale (tot) en uitwisselbare (uit)
gehaltes (mg kg P
-1 DS) aan cadmium, chroom, koper, ijzer, mangaan, nikkel, lood en zink in bodems van serreproef en
de procentuele verhouding uitwisselbare gehalten op totaalgehalten (per)
Bornem Konkelschoor Kijkverdriet Lillo gem stdev rsd gem stdev rsd gem stdev rsd Gem stdev rsd Cd Tot 6.90 0.195 3 5.44 0.064 1 8.48 0.354 4 3.98 0.089 2 Uit 1.13 0.037 3 0.844 0.065 8 0.921 0.125 14 0.939 0.071 7 Per 16.4 15.5 10.9 23.6 Cr Tot 124 2.31 2 158 0.949 1 138 7.10 5 71.5 1.35 2 Uit 0.101 0.006 6 0.153 0.013 8 0.125 0.045 36 0.049 0.006 11 Per 0.080 0.101 0.096 0.079 Cu Tot 106 2.00 2 96.3 0.696 1 105 4.23 4 90.4 4.93 5 Uit 1.88 0.055 3 1.64 0.052 3 1.31 0.105 8 1.75 0.058 3 Per 1.76 1.70 1.24 1.93 Fe Tot 40734 722 2 35289 544 2 40508 2417 6 30301 697 2 Uit 4.78 0.084 2 3.58 0.227 6 4.69 0.228 5 4.75 0.145 3 Per 0.011 0.012 0.011 0.02 Mn Tot 1269 13.5 1 1799 31.6 2 2847 103 4 1019 25.1 2 Uit 7.10 1.039 15 59.9 20.6 34 12.3 0.803 7 9.92 0.531 6 Per 0.569 3.33 0.430 0.97 Ni Tot 35.3 0.301 1 32.2 0.429 1 51.2 2.89 6 28.5 0.464 2 Uit 0.419 0.018 4 0.401 0.02 5 0.546 0.048 9 0.417 0.024 6 Per 1.19 1.25 1.06 1.46 Pb Tot 136 2.59 2 123 1.07 1 150 7.57 5 97.4 6.42 7 Uit 0.818 0.177 22 0.879 0.199 22 0.769 0.063 8 0.757 0.192 25 Per 0.600 0.720 0.511 0.786 Zn Tot 595 11.8 2 573 4.49 1 534 21.0 4 388 21.9 6 Uit 17.7 0.484 3 17.0 0.454 3 13.1 1.69 14 19.5 1.86 10 Per 2.98 2.96 2.45 5.03
5.2.3. Rhizonextracten
De vier gronden werden onderworpen aan drie verschillende grondwaterstanden, namelijk 80
en 40 cm onder MV en watertafel boven MV. Bij elke grondwaterstand werden er op vier
dieptes (10, 30, 60 en 90 cm onder MV) rhizonextracties uitgevoerd. Hierop werden het TOC
gehalte, pH, anionen- en metaalconcentratie bepaald.
5.2.3.1. TOC gehalte en pH
Het TOC-gehalte en de pH van de rhizonextracten werden in oktober en februari bepaald. De
resultaten worden weergegeven in Tabel 26.
UTOC gehalte
In oktober ligt het TOC gehalte in de rhizonextracten veel lager dan in februari. Het gehalte in
oktober varieert tussen 4.49 en 251 mg L-1P. In februari varieert het tussen 25.3 en 340 mg L-1
P.
In februari is bovendien de positie van de grondwaterstand duidelijk waarneembaar in het
verloop van de TOC met de diepte. Boven de grondwatertafel ligt het gehalte beduidend lager
dan eronder (Tabel 26). Verhoogde TOC gehalten kunnen enerzijds duiden op een verhoogde
Resultaten 82
afbraak van OM. Anderzijds kan dit ook een indicatie zijn van een slechte of onvolledige
afbraak van OM. De kwantiteit en kwaliteit van DOM wordt namelijk sterk beïnvloed door
het vochtgehalte van de bodem (Zsolnay, 2002). Aangezien de afbraak van organisch
materiaal sneller is onder aërobe omstandigheden, kan hier verwacht worden dat vooral de
onvolledige afbraak de oorzaak zal zijn van de stijging in TOC gehalte onder de GWT.
Tabel 26: TOC gehalte (mg L-1) en pH-waarden van de rhizonextracten van de bodems gebruikt in de serreproef in
oktober en februari
Oktober Februari TOC pH TOC pH
Bornem 80 10 28.3 7.71 25.3 OW
30 11.6 7.78 42.1 8.23 60 32.4 7.50 73.8 8.00 90 50.1 7.40 109 7.79
40 10 14.8 7.62 33.7 8.24 30 50.3 7.36 66.7 8.15 60 48.1 7.36 183 7.40 90 37.3 7.40 174 7.46
MV 10 37.5 7.23 109 7.38 30 40.1 7.23 182 7.21 60 57.4 7.32 186 7.44 90 63.1 7.40 198 7.41
Kijkverdriet
Konkelschoor
Lillo
OW = ontbrekende waarde
80 10 8.11 7.34 36.3 8.08 30 65.2 7.44 64.3 8.38 60 23.1 7.21 168 7.45 90 OW 7.30 182 7.52
40 10 18.9 7.63 38.6 OW 30 11.5 7.41 60.7 7.61 60 15.3 7.33 97.6 7.38 90 21.3 7.49 117 7.55
MV 10 86.2 7.63 87.5 7.28 30 33.2 7.41 158 7.14 60 39.8 7.33 188 7.14 90 4.59 7.49 197 OW
80 10 25.0 OW 81.9 8.40 30 16.4 OW 83.6 7.87 60 18.5 OW 138 7.48 90 33.0 6.95 91.0 OW
40 10 33.1 7.66 OW OW 30 19.3 OW 35.5 8.27 60 21.1 7.00 113 7.74 90 79.9 7.16 143 7.65
MV 10 29.4 7.00 125 7.91 30 33.4 7.01 192 7.28 60 28.8 7.02 186 7.18 90 29.9 7.01 69 7.61
80 10 71.3 7.20 80.3 7.80 30 20.0 7.43 76.2 8.29 60 153 7.14 107 7.45 90 56.8 7.30 394 7.54
40 10 25.0 7.59 75.9 7.92 30 32.4 7.61 79.4 7.96 60 86.1 7.20 301 7.31 90 210 7.19 340 7.23
MV 10 117 7.23 204 7.42 30 251 7.22 278 7.21 60 134 7.20 325 7.17 90 127 7.20 340 7.15
Resultaten 83
pH
De pH varieert in oktober binnen een relatief klein bereik, namelijk tussen 6.95 en 7.78
(Tabel 26). In februari is de positie van de grondwatertafel, net als bij het TOC gehalte,
duidelijk zichtbaar in het verloop over diepte. Onder de grondwatertafel is de pH ongeveer
gelijk gebleven aan deze van oktober. Boven de grondwatertafel is er een lichte stijging in de
pH-waarden; de waarden liggen daar binnen een bereik van 7.45 tot 8.40. Deze pH-stijging
kan mogelijk veroorzaakt worden door evaporatie aan het bodemoppervlak. Hierdoor wordt
de bodemoplossing, en daarmee gepaard de Ca-ionen erin aanwezig, sterker geconcentreerd.
Anderzijds ontstaat er door het concentratieverschil een waterflux van de diepere bodemlagen
naar de toplaag. Het aangevoerde water bevat ook opgelost bicarbonaat dat reageert met de
overmaat Ca volgens onderstaande reactie:
Ca(HCO3)2 ↔ CaCO3 + H2O + CO2
Het water verdwijnt door evaporatie uit de bodemlaag, CO2 diffundeert uit de toplaag en het
CaCO3 slaat neer, met een pH stijging als gevolg (Hartmann, 2002). De lage bicarbonaat
concentraties en hoge Ca-gehaltes in het poriënwater in de toplaag (Bijlage 14) doen
vermoeden dat de vorming van carbonaten inderdaad de oorzaak zal zijn van de hogere pH-
waarden.
Onder de grondwatertafel wordt door de verhoogde CO2-druk een omgekeerde reactie
verwacht, namelijk het oplossen van carbonaten met een pH-daling als gevolg. CO2 wordt in
de bodem geproduceerd bij de afbraak van organisch materiaal, of door methanogenese en
door respiratie van de plantenwortels of micro-organismen. Verzadigde condities verhinderen
de diffusie van CO2 naar de atmosfeer (Van den Berg & Loch, 2000). Er worden inderdaad
meer bicarbonaten en Ca opgemeten in het poriënwater in februari onder de GWT (Bijlage
14). Onder de grondwatertafel lijkt er echter weinig schommeling in de pH tussen de
metingen in oktober en februari. Dit kan mogelijk te wijten aan reductieprocessen, waardoor
er een afname is in de concentratie van eventueel vrijgekomen H+-ionen (Otero & Macías,
2002). Beide processen kunnen ervoor zorgen dat de pH schijnbaar weinig varieert in de tijd.
Resultaten 84
5.2.3.2. Anionenconcentraties
In oktober en februari werd het chloride-, nitraat- en sulfaatgehalte in de rhizonextracten
bepaald. Resultaten zijn weergegeven in Figuur 29 t.e.m. Figuur 31.
UChloridegehalten
Uit Figuur 29 blijkt dat net zoals bij de veldmetingen het chloridegehalte in het poriënwater
het hoogst is in Lillo, aangezien deze bodem afkomstig is van het bemonsteringspunt dichtst
bij de monding. Voor de rhizonextracten van de andere bodems ligt de concentratie in oktober
binnen een bereik van 70.1 en 336 mg L-1, met een outlier van 599 mg L-1.
In februari liggen de gehaltes in dezelfde grootte-orde als in oktober. In de toplaag wordt er
over het algemeen een hogere concentratie aangetroffen, wat mogelijk te wijten is aan de
constant hoge temperaturen in de serre. Uit onderzoek van Hughes et al. (1998) blijkt dat
evaporatie zeer belangrijk is in droge perioden en dit speelt een belangrijke rol in de
zoutbalans van de bodem. Hierdoor wordt het chloridegehalte in de bodemoplossing in de
toplaag sterker geconcentreerd.
Nitraatgehalten
Het verloop van het nitraatgehalte in functie van de diepte bij de drie grondwaterstanden
wordt voor metingen in oktober en februari weergegeven in Figuur 30. In oktober is er bij de
grondwaterstanden van 80 en 40 cm geen eenduidig patroon herkenbaar in het verloop met de
diepte voor de verschillende gronden. Bij de watertafel boven het maaiveld is er behalve voor
Lillo een redelijk constant verloop over de diepte. De gehalten liggen tussen de detectielimiet
van het toestel, zijnde 0.05 mg L-1 en 30.3 mg L-1.
Bij de grondwaterstanden van 80 en 40 cm onder MV worden in februari zeer hoge
concentraties aan NO3-opgemeten in de bovenste rhizonextracten tot maximaal 634 mg L-1.
Vanaf een diepte van 30 cm onder MV wordt er opnieuw een waarde bekomen die in dezelfde
grootte-orde ligt als deze van oktober. Bovendien wordt er voor iedere bodem een quasi
constante waarde over de diepte bekomen. Bij een grondwaterstand boven MV wordt
hetzelfde patroon bekomen als in oktober. De concentraties van Lillo zijn wel afgenomen in
vergelijking met oktober en deze van Konkelschoor zijn toegenomen. Deze stijging in
Konkelschoor kan eventueel te wijten zijn aan een contaminatie van het monster of een fout
bij de verdunning van het extract.
Resultaten 85
Oktober Februari 80 cm
Cl- (mg L-1)0 1000 2000 3000 4000 5000
diep
te (c
m)
0
20
40
60
80
100
Cl- (mg L-1)0 1000 2000 3000 4000 5000
diep
te (c
m)
0
20
40
60
80
100
40 cm Cl- (mg L-1)
0 1000 2000 3000 4000 5000
diep
te (c
m)
0
20
40
60
80
100
Cl- (mg L-1)0 1000 2000 3000 4000 5000 6000
diep
te (c
m)
0
20
40
60
80
100
maaiveld Cl- (mg L-1)
0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500
diep
te (c
m)
0
20
40
60
80
100
Cl- (mg L-1)
0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500
diep
te (c
m)
0
20
40
60
80
100
B o r n e mL i l l oK o n k e l s c h o o rK i j k v e r d r i e t
Figuur 29: Verloop van chloridegehalte in functie van de diepte voor de 4 bodems bij 3 verschillende
grondwaterstanden (80 cm, 40 cm onder maaiveld en boven maaiveld) in oktober ‘04 en februari ’05
Resultaten 86
Oktober Februari 80 cm
NO3
- (mg L-1
)0 5 10 15 20 25
diep
te (c
m)
0
20
40
60
80
100
NO3- (mg L-1)
0 100 200 300 400 500 600 700
diep
te (c
m)
0
20
40
60
80
100
40 cm NO3
- (mg L-1)0 5 10 15 20 25 30 35
diep
te (c
m)
0
20
40
60
80
100
NO3- (mg L-1)
0 20 40 60 80 100 120 140 160 180di
epte
(cm
)0
20
40
60
80
100
maaiveld NO3
- (mg L-1)0 5 10 15 20 25
diep
te (c
m)
0
20
40
60
80
100
NO3- (mg L-1)
0 10 20 30 40 50
diep
te (c
m)
0
20
40
60
80
100
BornemLilloKonkelschoorKijkverdriet
Figuur 30: Verloop van nitraatgehalte in functie van de diepte voor de 4 bodems bij 3 verschillende
grondwaterstanden (80 cm, 40 cm onder maaiveld en boven maaiveld) in oktober ‘04 en februari ’05
Resultaten 87
Sulfaatgehalten
Uit Figuur 31 blijkt dat in oktober het sulfaatgehalte in de rhizonextracten tussen de 46.7 en
1255 mg L-1 ligt. Bij een grondwaterstand van 80 en 40 cm onder MV wordt er in de toplaag
over het algemeen hogere concentraties aangetroffen dan in de onderliggende lagen. Bij een
grondwatertafel boven MV liggen de concentraties in de toplaag lager dan in de
onderliggende lagen.
In februari is de positie van de grondwatertafel enkel voor Lillo duidelijk zichtbaar in het
verloop van het sulfaatgehalte met de diepte. Boven de grondwatertafel liggen de gehaltes
hoger dan eronder. Voor de andere gronden ligt deze daling in concentratie over het algemeen
reeds 10 cm boven de grondwatertafel. Bij een grondwatertafel boven MV worden voor alle
diepten constante lage waarden bekomen.
In de toplaag worden voor de meeste bodems verhoogde nitraat- en sulfaatconcentraties
waargenomen in maart t.o.v. oktober bij een grondwatertafel op 40 en 80 cm diepte. Dit kan
mogelijk te wijten zijn aan twee factoren. Ten eerste zal er door afbraak van OM een
vrijstelling zijn van NO3- en SO4
2-. Hierbij zou dan wel verwacht worden dat de hoogste
concentraties terug te vinden zijn in de bodem met het hoogste OM gehalte, zijnde
Kijkverdriet. Dit is echter niet het geval. Een tweede verklaring kan zijn dat er aan het
oppervlak evaporatie optreedt, waardoor de bodemoplossing sterker geconcentreerd wordt
(Hughes et al., 1998).
Resultaten 88
Oktober Februari 80 cm
SO42- (mg L-1)
0 200 400 600 800 1000 1200 1400
diep
te (c
m)
0
20
40
60
80
100
SO42- (mg L-1)
0 200 400 600 800 1000
diep
te (c
m)
0
20
40
60
80
100
40 cm SO4
2- (mg L-1)0 200 400 600 800 1000 1200 1400
diep
te (c
m)
0
20
40
60
80
100
SO42- (mg L-1)
0 100 200 300 400 500 600 700di
epte
(cm
)
0
20
40
60
80
100
maaiveld SO4
2- (mg L-1)0 100 200 300 400 500 600 700 800
diep
te (c
m)
0
20
40
60
80
100
SO42- (mg L-1)
0 20 40 60 80 100 120
diep
te (c
m)
0
20
40
60
80
100
BornemLilloKonkelschoorKijkverdriet
Figuur 31: Verloop van sulfaatgehalte in functie van de diepte voor de 4 bodems bij 3 verschillende grondwaterstanden (80 cm, 40
cm onder maaiveld en boven maaiveld) in oktober ‘04 en februari’05
Resultaten 89
5.2.3.3. Metaalconcentraties
De gehaltes aan Fe, Mn, Ni, Cd, Cu, Cr, Zn en Pb in de rhizonextracten werden in september,
oktober, december en maart bepaald. De resultaten worden weergegeven in Tabel 27 t.e.m.
Tabel 29. De waarden voor Pb worden niet meegegeven aangezien over de ganse
bemonsteringsperiode de gemeten waarden onder de detectielimiet van het toestel, zijnde 0.02
mg LP
-1P, liggen.
Uit Tabel 27 blijkt dat de Fe concentraties in de bodemoplossing tussen de detectielimiet van
het toestel en 79.2 mg L-1 liggen. De hoogste concentraties worden teruggevonden in de
rhizonextracten van Kijkverdriet en Lillo. Voor mangaan varieert het gehalte tussen de
detectielimiet van het toestel en 21.8 mg L-1. Kijkverdriet vertoont significant hogere gehaltes
dan de andere bodems.
De Fe en Mn gehalten in de rhizonextracten vertonen over de diepte een gelijkaardig patroon.
Initieel zijn in september de gehaltes over de verschillende diepten quasi gelijk en vrij laag.
Na verloop van tijd is de plaats van de grondwatertafel duidelijk zichtbaar in het verloop van
de concentratie in de diepte. Boven de grondwatertafel ligt de concentratie namelijk
beduidend lager dan eronder. Voor Kijkverdriet is er reeds een sterke verandering in
concentratie tussen de 30 en 60 cm diepte bij een grondwatertafel op 80 cm. Er is een
verschuiving tussen het verloop van ijzer en mangaan in de tijd. In oktober wordt reeds
dikwijls het maximum Mn-gehalte bereikt, terwijl dit voor Fe meestal maar in december
wordt opgemeten. Bij de bodems die permanent onder water staan, is er in februari dikwijls
een daling in Mn concentratie waar te nemen.
Voor Ni worden gehalten bekomen die tussen de detectielimiet van het toestel en 76 µg L-1,
liggen. In de rhizonextracten van Lillo worden de hoogste waarden opgemeten. Over de
diepte wordt opnieuw een analoog verloop teruggevonden als bij Fe en Mn. Initieel zijn de
waarden over de diepte constant. Na verloop van tijd liggen de gehalten van de
rhizonextracten onder de grondwatertafel beduidend hoger dan die erboven. Voor Lillo wordt
de maximale concentratie bereikt in december. Voor de andere bodems wordt het maximum
maar in februari bereikt.
Resultaten 90
Tabel 27: Verloop van Tijzer-, mangaan- en nikke TTl Tgehalte in de tijd over de verschillende diepten (10-30-60-90 cm
onder MV) bij drie verschillende grondwaterstanden (80 en 40 cm onder maaiveld en watertafel boven MV)
Fe (mg L-1) Mn (mg L-1P) Ni (µg L-1,)
sep'04 okt'04 dec'04 febr'05 sep'04 okt'04 dec'04 febr'05 sep'04 okt'04 dec'04 febr'05Bornem
60 1.46 6.88 32.2 49.9 2.25 5.17 9.79 8.21 14 21 25 39 90 5.35 4.59 25.7 47.3 1.51 5.71 8.60 7.41 12 24 39 OW
Lillo
90 4.40 34.0 71.3 71.5 8.16 13.8 15.2 9.16 10 51 72 44 Konkelschoor
90 5.94 28.3 29.4 29.9 5.32 10.3 8.93 5.02 10 16 10 9 Kijkverdriet
OW= ontbrekende waarde; ND= niet detecteerbaar (Fe < 0.1 mg L-1; Mn <0.035 mg L-1)
In Tabel 28 wordt het verloop van de Cd, Cr en Cu gehaltes in tijd en diepte bij de
verschillende grondwaterstanden weergegeven. Hieruit blijkt dat voor Cr de waarden over een
range van 0.8 tot 19.0 µg L-1 variëren. Het verloop van de Cr-concentratie in de diepte is
80 10 0.109 ND OW OW 0.339 ND OW OW 9 6 7 13 30 1.11 0.350 OW ND 2.11 0.486 OW ND 12 29 24 24 60 4.08 3.14 5.47 8.44 6.06 3.13 2.75 2.80 15 16 13 12 90 1.87 GW 27.1 19.4 2.07 OW 9.16 3.69 12 14 35 44
40 10 ND 4.07 0.457 ND 0.613 3.18 ND ND 8 14 3 12 30 2.17 1.41 0.250 2.40 2.42 1.92 0.290 3.19 12 11 3 36 60 0.867 5.72 30.7 41.4 2.02 4.24 10.3 7.14 12 29 32 29 90 1.34 7.17 16.1 38.1 1.79 5.14 7.59 7.58 13 15 17 20
MV 10 0.512 1.41 16.8 19.4 2.06 3.95 5.02 3.28 13 17 15 38 30 0.835 1.69 33.0 52.7 2.12 6.26 10.5 8.48 14 24 37 38
80 10 0.256 OW 0.241 ND 1.36 OW 0.140 ND 8 12 21 39 30 2.92 ND 0.238 0.028 8.25 0.016 0.044 0.046 8 16 10 12 60 6.64 10.6 0.519 0.090 9.43 6.31 2.66 0.103 11 30 23 13 90 5.40 28.7 61.6 OW 12.2 14.9 16.9 OW 11 45 43 52
40 10 0.261 ND 0.234 ND 1.87 ND ND 0.058 6 12 20 16 30 9.01 ND 0.612 ND 8.85 0.076 ND 0.040 10 19 14 12 60 11.2 39.1 68.8 58.5 10.1 13.1 12.7 8.90 10 33 41 27 90 8.43 45.7 79.2 68.6 10.6 14.5 14.1 8.48 9 32 33 24
MV 10 0.405 31.3 44.8 44.8 2.72 10.4 7.87 8.29 5 47 76 55 30 3.25 38.3 72.3 62.1 5.59 12.7 13.3 8.93 9 44 60 43 60 3.38 28.3 70.8 69.1 6.96 14.0 14.5 9.38 11 46 58 46
80 10 OW OW OW 0.488 5.55 OW OW 2.02 13 13 OW 8 30 8.35 8.43 0.270 13.1 9.97 5.76 4.76 6.48 18 9 11 11 60 8.45 0.766 17.7 27.0 9.48 0.564 7.51 6.45 19 20 14 6 90 4.29 22.5 30.7 OW 9.42 12.8 10.8 GW 15 30 20 OW
40 10 0.096 OW OW OW 0.199 OW OW OW 7 10 9 OW 30 4.00 OW OW 0.036 9.95 OW OW ND 16 9 5 2 60 6.88 21.9 11.9 16.1 8.66 9.64 5.30 3.81 15 17 11 6 90 5.47 24.1 30.2 36.5 9.67 13.3 11.5 7.90 14 25 14 6
MV 10 3.71 13.2 20.5 4.56 9.46 10.0 10.6 3.55 15 20 23 16 30 5.66 23.6 33.5 38.7 9.46 12.5 12.7 9.77 14 22 18 18 60 8.81 23.4 36.9 43.2 9.43 12.0 12.4 9.59 14 24 15 15
80 10 0.176 OW 0.092 0.015 0.756 OW ND ND 7 8 7 6 30 2.32 0.017 0.156 0.021 7.67 0.794 0.291 0.053 12 11 8 6 60 4.79 17.5 45.6 23.2 9.53 14.3 16.6 14.0 17 28 34 26 90 3.27 18.1 46.7 67.0 8.49 15.5 16.5 17.1 12 31 38 38
40 10 1.48 0.042 0.149 OW 5.61 ND ND OW 16 12 9 OW 30 2.25 2.72 0.182 1.69 6.77 5.37 0.913 0.416 18 18 11 28 60 3.11 15.1 36.8 54.2 7.16 14.7 19.4 21.8 16 26 37 38 90 1.92 19.9 45.8 51.5 6.70 15.4 16.2 19.3 18 36 29 43
MV 10 2.17 15.9 35.4 30.7 6.91 15.0 14.1 10.6 16 28 26 27 30 1.86 16.6 50.9 67.1 6.66 14.0 20.2 21.1 16 28 31 33 60 3.50 18.3 49.7 OW 6.34 14.0 17.3 OW 19 26 27 28 90 7.59 25.2 OW OW 11.1 13.0 OW OW 23 19 16 15
Resultaten 91
gelijkaardig aan die van Ni. Boven de grondwatertafel worden er lagere waarden aangetroffen
dan eronder. In februari wordt over het algemeen een concentratiemaximum en -minimum
bereikt respectievelijk boven en onder de grondwatertafel.
Voor Cd liggen de waarden tussen de detectielimiet en 13.3 µg L-1P. De hoogste waarden
worden aangetroffen in de rhizonextracten van Lillo. Na verloop van tijd is de positie van
grondwatertafel opnieuw duidelijk zichtbaar in het verloop van de concentratie met de diepte.
Er wordt hier evenwel het omgekeerde patroon gevonden van dat van Fe en Mn. Onder de
grondwatertafel is het Cd bijna volledig geïmmobiliseerd. Boven de grondwatertafel liggen de
waarden beduidend hoger. In februari wordt er over het algemeen een maximum bereikt in de
rhizonextracten boven de grondwatertafel.
Voor koper wordt er een gelijkaardig patroon teruggevonden als dat van cadmium. Onder de
grondwatertafel is het Cu ook weinig mobiel. Boven de grondwatertafel worden veel hogere
gehalten aangetroffen. De waarden variëren nu tussen de detectielimiet en 77 µg L-1P.
In Tabel 29 wordt het Zn gehalte in de rhizonextracten weergegeven. De meeste waarden
liggen onder de detectielimiet, waardoor het moeilijk wordt om verschillen in tijd en diepte te
onderscheiden. In Lillo liggen de waarden gemiddeld hoger dan in de andere bodems.
Resultaten 92
Tabel 28: Verloop van cadmium-, chroom- en kopergehalte in de tijd over de verschillende diepten (10-30-60-90 cm
onder MV) bij drie verschillende grondwaterstanden (80 en 40 cm onder maaiveld en watertafel boven MV)
Cd (µg L-1) Cr (µg L-1) Cu (µg L-1) sep'04 okt'04 dec'04 febr'05 sep'04 okt'04 dec'04 febr'05 Sep'04 okt'04 dec'04 febr'05
Bornem
Lillo
Konkelschoor
30 ND ND ND ND 1.13 3.1 3.7 4.7 1 5 5 5 60 ND ND ND ND 1.85 3.2 3.7 5.5 1 12 8 5 90 0.337 0.3 0.2 ND 7.89 5.6 3.4 3.3 9 10 6 5 Kijkverdriet
90 0.153 ND ND ND 4.46 3.2 2.5 2.3 3 ND ND ND OW= ontbrekende waarde; ND= niet detecteerbaar (Cd < 0.1 µg L-1; Cu < 2 µg L-1
P)
80 10 0.5 0.4 OW OW 2 4.2 3.9 OW 17 24 OW OW 30 0.4 0.5 OW 0.6 1 1.4 1.6 2.8 6 34 OW 31 60 0.2 0.1 0.4 0.9 1.4 2.5 2.3 1.4 4 17 16 16 90 0.4 0.2 0.2 0.1 1.2 1.4 1.4 1.4 6 5 5 4
40 10 0.7 0.4 0.4 0.4 2.0 2.9 2.2 1.9 18 15 16 23 30 0.1 1.1 0.5 0.8 1.0 1.5 1.1 0.8 7 15 9 8 60 0.3 0.1 0.1 0.1 1.0 1.8 1.9 2.9 8 5 3 ND 90 0.4 ND ND ND 1.0 1 1.4 1.9 8 3 3 ND
MV 10 1.0 0.7 0.6 0.6 1.2 1.8 1.9 2.6 10 7 5 4 30 0.5 ND ND ND 1.0 2.2 2.3 2.5 8 7 5 4 60 0.4 0.1 ND ND 1.9 2.1 2.8 3.2 7 4 3 3 90 0.4 ND ND ND 1.6 1.7 1.8 2.5 9 3 3 ND
80 10 0.8 3.1 11.2 13.3 6.9 7.8 4.1 2.4 44 59 62 60 30 1.7 2.6 3.3 5.9 2.9 7.4 4.7 2.9 49 77 57 49 60 2.3 1.8 1.6 1.5 3.3 4.6 3.9 2.4 47 30 23 32 90 2.4 0.2 0.2 0.1 3.4 9 10.2 11.6 50 5 3 ND
40 10 1.4 1.8 2.6 6.7 2.9 6.8 3.2 3.1 41 55 64 74 30 2.1 1.3 1.0 0.9 2.1 5.8 5.4 4.9 35 51 42 36 60 1.9 0.1 ND ND 2.4 7.2 8.0 9.6 42 4 2 ND 90 2.2 0.1 ND ND 2.8 8.3 10.7 13.3 51 4 ND ND
MV 10 1.1 0.2 0.4 ND 4.8 6.7 8.0 9.0 35 12 ND ND 30 1.7 ND ND ND 2.9 8.7 13.6 16.6 27 4 2 ND 60 1.8 0.171 ND ND 2.3 8.6 12.8 16.8 24 7 4 3 90 1.9 0.117 ND ND 2.3 7.4 14.1 19.0 27 4 3 3
80 10 0.2 0.3 OW 3.9 1.52 4.6 OW 8.5 5 25 ND 43 30 ND 0.4 1.7 1.2 2.06 4.9 1.7 2.7 1 23 21 5 60 ND 0.1 ND ND 2.78 3.2 4.1 4.6 2 ND ND ND 90 ND ND 0.9 OW 1.95 4.0 3.7 OW 2 ND ND OW
40 10 0.4 0.1 OW OW 4.2 3.7 2.1 OW 10 18 OW OW 30 0.1 0.1 OW 0.3 2.99 3.1 2.3 1.7 2 20 OW 9 60 ND 0.4 0.1 ND 2.23 2.3 2.5 2.8 1 1 3 3 90 ND ND ND ND 2.38 3.2 3.3 4.5 1 1 ND ND
MV 10 ND ND 0.1 0.1 1.28 3.3 3.2 2.2 2 15 22 9
80 10 0.3 0.6 0.4 0.3 2.17 5.9 OW 2.9 6 14 6 4 30 ND 0.9 0.4 0.4 1.6 1.8 1.9 2.8 ND 10 9 7 60 ND ND ND ND 1.91 2.7 2.6 2.5 ND ND 4 4 90 ND ND 0.1 0.2 1.03 2.2 4.6 4.8 OW ND 18 16
40 10 0.2 0.5 0.7 OW 1.59 3.3 4.7 OW ND 12 5 OW 30 0.1 0.1 1.4 2.7 2.03 1.4 1.3 1.3 ND 5 4 OW 60 ND ND 0.1 ND 1.54 2.1 2.6 3.3 ND ND 4 5 90 0.3 ND 0.1 ND 3.59 1.0 4.3 7.6 ND ND ND ND
MV 10 ND ND 0.1 0.1 1.31 2.1 2.1 2.1 1 ND ND ND 30 ND ND ND ND 1.93 2.3 2.5 4.6 1 ND ND ND 60 ND 0.3 ND ND 4.17 2.5 4.5 4.8 12 ND ND ND
Resultaten 93
Bornem
Lillo
Konkelschoor
Kijkverdriet
OW= ontbrekende waarde; ND= niet detecteerbaar (Zn < 0.035 mg L-1)
Tabel 29: Verloop van zinkgehalte (mg L-1) in de tijd over de verschillende diepten (10-30-60-90 cm onder
MV) bij drie verschillende grondwaterstanden (80 en 40 cm onder maaiveld en watertafel boven MV)
sep'04 okt'04 dec'04 febr'05
80 10 ND ND OW OW 30 ND ND OW ND 60 0.054 0.036 0.069 ND 90 ND OW OW ND
40 10 ND ND ND ND 30 ND ND ND ND 60 0.034 ND 0.065 ND 90 ND 0.036 0.052 0.035
MV 10 0.044 ND ND 0.062 30 0.039 0.043 0.056 0.041 60 ND ND ND ND 90 0.039 ND ND 0.037
80 10 0.049 OW 0.164 0.096 30 0.072 0.109 0.102 0.131 60 ND ND 0.085 0.064 90 0.235 0.041 0.174 OW
40 10 0.046 0.067 ND 0.059 30 ND 0.044 ND ND 60 ND 0.004 ND ND 90 ND 0.006 ND ND
MV 10 0.043 0.041 ND 0.042 30 ND ND 0.036 ND 60 0.080 ND ND ND 90 0.058 ND ND ND
80 10 0.041 OW OW 0.091 30 0.037 ND 0.063 ND 60 0.045 ND ND ND 90 0.038 ND ND OW
40 10 0.048 OW OW OW 30 ND OW OW ND 60 ND ND ND ND 90 0.035 ND ND ND
MV 10 0.045 ND 0.104 ND 30 ND ND ND ND 60 ND ND ND ND 90 0.077 ND ND ND
80 10 ND OW OW ND 30 ND ND ND ND 60 ND ND 0.055 ND 90 ND ND 0.133 0.058
40 10 ND ND OW OW 30 ND ND ND ND 60 ND ND ND 0.048 90 0.036 ND 0.059 ND
MV 10 ND ND ND ND 30 ND ND 0.071 ND 60 0.036 ND 0.033 OW 90 ND ND 0.037 OW
Bespreking 94
6. Bespreking
6.1. Veldproef In een eerste paragraaf wordt er een studie gemaakt van de karakteristieken van het terrein,
hierbij wordt de verontreiningsgraad van de schorren aan metalen vergeleken met deze in
andere Europese esturaria en wordt de mobiele metaalfractie en de metalen in het vaste deel
van het sediment vergeleken met de wettelijke normen (Vlarebo, 1996). Vervolgens wordt
een evaluatie gemaakt van de SEM/AVS ratio als beoordelingsmethode voor de potentiële
mobiliteit. Tenslotte wordt nagegaan wat de invloed van de hydrologie en
bodemkarakteristieken zijn op de metaalmobiliteit.
6.1.1. Karakeristieken van het studiegebied
6.1.1.1. Bodemkarakteristieken
Algemeen vertonen de gevonden waarden voor de bodemkarakteristieken in de bovenste
sedimentlaag goede overeenkomsten met eerder onderzoek door Du Laing (2000) en Moors
(2003) in dezelfde schorregebieden. Bij Moors ligt het OM gehalte wel hoger, wat mogelijk te
wijten is aan een verschil in bemonsteringsmethode.
De bodemparameters en totaalgehalten van de 11 schorregebieden worden geanalyseerd door
middel van een principale componenten analyse (PCA). Aan de hand van een biplot (Figuur
32), een tweedimensionale weergave van de twee componenten die de meeste variabiliteit
verklaren, worden de bodemparameters tegenover elkaar uitgezet. De PCA-analyse geeft een
globaal overzicht van welke parameters al dan niet gecorreleerd zijn. 67 % van de totale
variabiliteit in de dataset kan verklaard worden door de eerste 2 componenten.
Uit de biplot (Figuur 32) blijkt dat er een sterk positieve correlatie bestaat tussen de
geleidbaarheid van de bodemoplossing en het chloridegehalte. Dit is logisch aangezien beiden
bepaald worden door de saliniteitsgradiënt van het Scheldewater.
Er is ook een sterke positieve correlatie tussen de CEC enerzijds en het OM en kleigehalte
anderzijds. Zowel klei als organisch materiaal bevatten aan het oppervlak negatieve
bindingsplaatsen waarop kationen adsorberen. Tussen de CEC en het zandgehalte wordt een
Bespreking 95
negatief verband gevonden, aangezien zand geen oppervlakteladingen bezit en een hoger
kleigehalte dikwijls gepaard gaat met een lager zandgehalte. Deze relatie werd reeds door veel
auteurs beschreven (o.a. Evans, 1989; Moors, 2003). Bovendien bestaat er ook onderling
tussen het klei en OM gehalte een sterke correlatie. Organisch materiaal wordt beter
vastgehouden naarmate een hoger gehalte aan klei aangetroffen wordt. De reden hiervoor zou
volgens Japenga et al. (1995) kunnen zijn dat Ca2+- ionen kationenbruggen vormen tussen de
negatief geladen oppervlakken van de kleideeltjes en het organisch materiaal.
Er is een negatieve correlatie (R = -0.699) tussen de pH en het gehalte organisch materiaal in
de intertidale sedimenten. Bij de afbraak van het organisch materiaal worden organische zuren
gevormd die kunnen zorgen voor een pH-daling. De pH varieert weinig over het hele
bemonsteringsgebied. Deze kleine variatie in pH is te wijten aan de aanwezigheid van CaCO3
in de bodem, die zorgt voor de pH-buffering in de bodem tussen 6 en 8.5 (Helios-Rybicka et
al., 1994).
Figuur 32: Tweedimensionale voorstelling van de twee belangrijkste componenten van de PCA (biplot)
Bespreking 96
6.1.1.2. Totale en uitwisselbare metaalgehalten
Vergelijking met andere Europese estuaria
De gemiddelde totaalgehalten in de bovenste laag (0 tot 20 cm) worden vergeleken met
totaalgehalten van intertidale sedimenten afkomstig uit andere Europese estuaria en met
eerder onderzoek door De Grauwe (2003) en Moors (2003) in 26 schorregebieden langs de
Schelde (Tabel 30). Hieruit blijkt dat de gevonden gehalten over het algemeen lager liggen
dan deze van De Grauwe en Moors, niettegenstaande dezelfde bodemlaag bemonsterd werd.
Dit is waarschijnlijk te wijten aan een verschil in bemonsteringsmethode aangezien
bovenstaande auteurs ook wortels en strooisel mee bemonsterd hebben. In vergelijking met
sedimenten van andere estuaria liggen de totaalgehalten binnen dezelfde range. Enkel voor
Mn worden beduidend hogere gehalten gevonden.
Tabel 30: Vergelijking van totaalgehalten (mg kg-1 DS) in de bovenste 20 cm met sedimenten afkomstig
uit intertidale sedimenten van Theems (UK), Forth (UK), Bidasoa (Spanje) en een eerder onderzoek op
Scheldeschorren
Theems (a) Forth (b) Bidasoa (c ) Schelde (d) Schelde deze studie
Cd OW OW 1.1 7.45 4.82 Cr 36 185 56 132 84.6 Cu 24 86 100 88.0 63.4 Fe 21711 41666 33983 OW 28183 Mn 328 770 390 OW 819 Ni 21 OW 35 34.0 26.3 Pb 63 89 150 139 97.3 Zn 115 150 410 582 354
OW = ontbrekende waarde - (a) Attrill & Thomes (1995) (b) Lindsay & Bell (1997) (c) Saiz- Salinas et
al. (1996) (d) De Grauwe (2003); Moors (2003)
Vergelijking met Vlarebo-normen
De waargenomen totaalgehalten worden in Tabel 31 vergeleken met de wettelijke criteria
voor bodemvervuiling door zware metalen en met de achtergrondwaarden (Vlarebo, 1996).
Voor de bodemsaneringsnormen wordt de vergelijking gemaakt voor de normen van
bestemmingstype I en II, respectievelijk natuur- en agrarisch gebied, aangezien
schorregebieden binnen deze twee bestemmingstypes vallen.
De totaalgehalten liggen op de meeste plaatsen tussen de achtergrondwaarden en de
bodemsaneringsnorm. Enkel Doel, Rupelmonde, Sint Anna, Bazel en Kramp hebben voor een
Bespreking 97
aantal elementen concentraties lager dan de achtergrondwaarden. De meeste overschrijdingen
van de bodemsaneringsnorm worden opgetekend voor Cd. Ni- en Cu- gehalten liggen in geen
enkele bodem boven de saneringsnorm. Er wordt globaal een stijging van het aantal
overschrijdingen van de saneringsnorm vastgesteld met toenemende diepte. Bovendien zijn
vooral de bodems met veel organisch materiaal en een hoog kleigehalte gevoelig aan
overschrijdingen.
Tabel 31: Bodems waar de VLAREBO achtergrondwaarde en bodemsaneringsnormen (type I en II)
overschreden zijn
Aantal overschrijdingen achtergrondwaarde
Bemonsteringsplaats waar geen overschrijding achtergrondwaarde
Aantal overschrijdingen saneringsnorm
Bemonsteringsplaats waar overschrijding saneringsnorm
10 cm Cd 12 Rupelmonde 4 Galgenweel, Kruibeke, Kijkverdriet, Konkelschoor
Cr 10 Sint Anna, Rupelmonde, Kramp 0 Cu 12 Rupelmonde 0 Ni 11 Sint Anna, Kramp 0 Pb 8 Doel A, Doel B, Doel C,Sint Anna, Kramp 0 Zn 13 0
30 cm Cd 11 Doel C, Rupelmonde 7
Lillo, Galgenweel, Kruibeke, Kijkverdriet, Bornem, Kramp, Konkelschoor
Cr 10 Doel A, Doel C, Rupelmonde 2 Galgenweel, Kijkverdriet Cu 12 Doel C 0 Ni 12 Doel C 0 Pb 9 Doel A, Doel B, Doel C, Sint Anna 2 Lillo, Rupelmonde Zn 11 Doel A, Doel C 0
60 cm Cd 11 Doel A, Rupelmonde 7
Lillo, Sint Anna, Galgenweel, Kijkverdriet,Bornem, Kramp, Konkelschoor
Cr 11 Doel A, Rupelmonde 4 Galgenweel, Kijkverdriet, Kramp, Konkelschoor
Cu 11 Bazel, Rupelmonde 0 Ni 12 Doel C 0 Pb 11 Doel A, Doel C 1 Zn 12 Doel A 2 Kramp, Konkelschoor
90 cm Cd 12 Rupelmonde 8
Doel C, Sint Anna, Galgenweel, Kruibeke, Kijkverdriet, Bornem, Kramp, Konkelschoor
Cr 12 Rupelmonde 3 Bornem, Kramp, Konkelschoor Cu 11 Bazel, Rupelmonde 0 Ni 13 0 Pb 12 Doel A 1 Bornem Zn 13 3 Bornem, Kramp, Konkelschoor
Correlatie met de bodemparameters
Algemeen zijn metalen in kleiige bodems sterker gebonden aan het oppervlak van de
bodemdeeltjes (kleimineralen) dan in zandige bodems (Eriksson, 1989). Uit een studie van
Evans (1989) blijkt dat metalen aan OM kunnen adsorberen waardoor de oplosbaarheid daalt.
Deze twee factoren kunnen de mogelijke verklaring zijn voor de sterk positieve correlatie
tussen de metaalgehalten en de CEC en de parameters die daarmee samenhangen nl.
Bespreking 98
organisch materiaal, klei en in mindere mate leem (Figuur 32). Zand vertoont logischerwijze
een negatieve correlatie.
Coprecipitatie van zware metalen met CaCO3 (Verloo, 2004) kan de significant positieve
correlatie tussen de totaalgehalten aan metalen en het CaCO3 B-gehalte verklaren, maar het pH-
effect van het CaCO3-gehalte kan ook significant zijn. Bij een lagere pH (en daarmee
correlerend een lager CaCO3 B-gehalte) zijn immers veel metalen iets mobieler, zodat op deze
plaatsen de metalen meer kans hebben op uitlogen (McLaughlin et al., 1998).
Uit de biplot van de twee principale componenten blijkt bovendien dat de totaalgehalten
onderling sterk gecorreleerd zijn. Dit is het logische gevolg van het feit dat alle
metaalgehalten sterk significant gecorreleerd zijn met dezelfde bodemparameters. Tussen de
uitwisselbare gehalten bestaat onderling ook een sterke correlatie (Bijlage 8).
6.1.1.3. Overschrijding van de Vlarebo- normen voor grondwater
De concentraties aan zware metalen in de rhizonextracten worden vergeleken met de Vlarebo-
normen voor grondwater (Figuur 23, Figuur 25 en Figuur 26). Hierbij dient opgemerkt te
worden dat de metaalconcentraties in de bodemoplossing van een niet-verzadigde bodemlaag
in de meeste gevallen verschillend zullen zijn van deze in het grondwater. Overschrijding van
deze norm kan echter wel een indicatie geven van een mogelijk ecologisch risico. De meeste
concentraties in de rhizonextracten liggen onder de achtergrondwaarden. Er is slechts een
overschrijding van de bodemsaneringsnorm voor cadmium in Galgenweel.
Het aantal overschrijdingen van de bodemsaneringsnorm voor het vaste deel van de aarde
(Tabel 31) is beduidend hoger dan het aantal overschrijdingen van deze van het grondwater.
Enkel in Galgenweel wordt zowel voor het vaste deel als voor het grondwater de Cd-norm
overschreden.
6.1.2. Evaluatie van SEM/AVS als methode om metaalmobiliteit in te schatten
De inschatting van de metaalmobiliteit gebeurt in deze studie op twee manieren. Ten eerste
wordt de SEM/AVS-ratio bepaald die informatie heeft over de potentiële mobiliteit. Een
tweede methode bestaat uit het meten van de metaalconcentraties in de rhizonextracten.
Bespreking 99
6.1.2.1. SEM/AVS ratio
Zoals in paragraaf 2.3.2 reeds werd aangehaald, wordt de metaalmobiliteit bij anaërobe
sedimenten in sterke mate beïnvloed door de vorming van weinig oplosbare metaalsulfiden.
Het gehalte aan metaalsulfiden kan operationeel gemeten worden als Acid Volatile Sulfide
(AVS). De Simultaan Geëxtraheerde Metalen (SEM) zijn die metalen die vrijgesteld worden
bij extractie van AVS (Allen et al., 1993). De SEM/AVS ratio wordt als een maat beschouwd
voor de potentieel biobeschikbare metaalfractie (Long, 1998). Bij een SEM/AVS verhouding
kleiner dan 1, is de kans op verspreiding van zware metalen kleiner in vergelijking met
bodems met een SEM/AVS > 1.
In Tabel 32 worden de AVS gehaltes en de bijhorende SEM/AVS ratio’s van de schorren over
de verschillende diepten weergegeven, waarbij de SEM-fractie achtereenvolgens bestaat uit
de som van verschillende geëxtraheerde metaalgehaltes in volgorde van stijgend
oplosbaarheidsproduct.
Sulfiden kunnen enkel in sterk gereduceerde gronden gevormd worden in de aanwezigheid
van organisch materiaal (Kashem & Singh, 2001). Bij toenemende diepte worden er meer
sulfiden aangetroffen (Tabel 32), aangezien er door de aanwezigheid van een watertafel
minder zuurstof aanwezig is en er dus sulfaten kunnen gereduceerd worden nadat de nitraten
gereduceerd zijn. De overstromingsfrequentie van de schorren zal ook bepalend zijn voor de
zuurstofbeschikbaarheid in de bodem. Hierdoor is er dan ook een grote variatie in
sulfidengehalte, zowel binnen eenzelfde bemonsteringsgebied als tussen de verschillende
schorren langs de Schelde.
Tussen het organisch materiaal en de sulfidenconcentratie wordt er maar een zwakke
positieve correlatie (R= 0.262 op 0.01 significantieniveau) gevonden. Dit kan mogelijk
verklaard worden doordat de hoogste concentratie aan organisch materiaal teruggevonden
wordt in de bovenste lagen, waar er nog oxiderende omstandigheden zijn. Sulfidenvorming
kan dus maar optreden als aan beide factoren (limiterende zuurstofconcentratie en
aanwezigheid organisch materiaal) voldaan is (Van den Berg et al., 1999). Op een diepte van
90 cm onder MV wordt er al een veel sterkere positieve correlatie gevonden (R= 0.438).
Bovendien is de sulfaatbeschikbaarheid een belangrijke voorwaarde voor sulfidenvorming
(Gambrell & Patrick, 1988).
Bespreking 100
Op plaatsen waar het AVS-gehalte hoger is dan het SEM-gehalte wordt verwacht dat de
metalen koper, lood, cadmium, nikkel en zink in geïmmobiliseerde vorm in het sediment
aanwezig zijn. In de bovenste laag (10 cm) worden de locaties waar dit voorkomt, gekenmerkt
door een hoog sulfidengehalte (Kijkverdriet, Bornem, Kramp en Kruibeke), door een laag
metaalgehalte (Lillo en Sint-Anna) of door een combinatie van beide. In de diepere lagen is
de SEM/AVS verhouding op bijna alle bemonsteringsplaatsen lager dan 1 door de sterk
reducerende omstandigheden. Vangheluwe et al. (2004) vonden dat in de sedimenten van
Vlaamse rivieren gemiddeld respectievelijk 98.9 % en 78.1% van het koper en het zink is
vastgelegd door sulfiden. Deze resultaten stemmen redelijk overeen met deze op 90 cm
diepte. Voor Cu overschrijdt 1 op 13 bemonsteringsplaatsen SEM/AVS ratio van 1 en voor Zn
is dit 3 op van de 13.
6.1.2.2. Vergelijking metaalgehaltes in de rhizonextracten en SEM/AVS ratio
Op plaatsen waar het AVS-gehalte hoger is dan het SEM-gehalte wordt verwacht dat de
metalen in geïmmobiliseerde vorm in het sediment aanwezig zijn en dat deze metalen dus
weinig mobiel zijn (Long, 1998). Dit wil dus zeggen dat deze concentraties in het poriënwater
zeer gering moeten zijn. Bij een SEM/AVS-ratio hoger dan één is er een risico dat de metalen
mobiel worden of zijn.
Aangezien de SEM/AVS ratio opgesteld is voor anoxische sedimenten (Allen et al., 1993),
wordt enkel op een diepte van 90 cm de vergelijking gemaakt tussen de SEM/AVS en de
concentratie in de rhizonextracten van oktober. Koper en lood hebben het laagste
oplosbaarheidsproduct en moeten dus het gemakkelijkst worden vastgelegd onder de vorm
van sulfiden. Op alle bemonsteringsplaatsen, met uitzondering van Rupelmonde, wordt er
voor deze twee elementen een SEM/AVS verhouding lager dan één bekomen. In de
rhizonextracten zijn de concentraties echter allemaal relatief laag. Er is geen verschil
opmerkbaar in de concentratie in de rhizonextracten van Rupelmonde t.o.v. andere
bemonsteringsplaatsen. Voor Zn wordt er enkel in Rupelmonde, Kruibeke en Bazel een
SEM/AVS ratio groter dan één waargenomen. Hier is echter opnieuw geen verhoogde
concentratie waarneembaar in de rhizonextracten. Er wordt dus niet direct een relatie
Bespreking 101
Tabel 32: AVS gehalten (µmol g-1 DS) en SEM/AVS-ratio (µmol µmol -1) van de 13 monsternameplaatsen op de verschillende diepten (10-30-60-90 cm onder MV)
10 cm 30 cm 60 cm 90 cm AVS SEM/AVS AVS SEM/AVS AVS SEM/ AVS AVS SEM/ AVS
Cu+Pb
Cu + Pb
+ Cd
Cu + Pb
+ Cd+ Ni
Cu + Pb + Cd+
Ni+ Zn Cu+PbCu+Pb
+Cd
Cu+Pb+Cd+
Ni
Cu+Pb+
Cd+Ni+Zn Cu+Pb
Cu+Pb
+Cd
Cu+Pb+
Cd+Ni
Cu+Pb+ Cd+Ni+
Zn Cu+Pb
Cu+Pb+ Cd
Cu+Pb+
Cd+Ni
Cu+Pb+Cd
+ Ni+Zn
Doel A 0.10 4.41 4.58 5.45 24.50 ND ND 3.43 0.047 0.05 0.07 0.50 Doel B 0.15 2.00 2.08 2.57 11.12 0.97 0.29 0.30 0.36 2.44 2.81 0.05 0.05 0.07 0.68 5.37 0.092 0.1 0.12 0.67 Doel C 0.12 1.66 1.75 2.10 10.08 3.27 0.02 0.02 0.03 0.17 2.94 0.10 0.11 0.14 1.07 4.21 0.063 0.07 0.08 0.66 Lillo 0.51 0.16 0.17 0.17 0.27 1.85 0.05 0.05 0.05 0.07 1.96 0.09 0.09 0.09 0.11 6.26 0.023 0.02 0.02 0.03 Sint-Annastrand 0.55 0.13 0.14 0.14 0.24 1.67 0.05 0.05 0.05 0.08 3.66 0.02 0.02 0.02 0.03 2.87 0.027 0.03 0.03 0.05 Galgenweel 0.07 1.36 1.43 1.43 2.20 0.13 0.61 0.64 0.65 1.04 2.09 0.06 0.06 0.06 0.08 2.64 0.052 0.05 0.05 0.07 Kruibeke 1.19 0.64 0.67 0.76 3.36 1.47 0.71 0.75 0.86 3.35 2.78 0.12 0.12 0.14 1.18 3.32 0.407 0.43 0.47 2.43 Bazel 0.69 0.75 0.78 0.90 7.24 1.08 0.33 0.35 0.42 3.06 1.66 0.12 0.13 0.17 1.80 0.85 0.262 0.28 0.35 3.71 Rupelmonde 0.11 7.83 7.94 8.79 26.04 0.16 5.10 5.15 5.43 16.87 0.04 9.14 9.34 10.9 49.2 0.09 3.444 3.57 4.31 21.1 Kijkverdriet 3.95 0.02 0.02 0.02 0.03 4.12 0.01 0.02 0.02 0.03 12.5 0.01 0.01 0.01 0.01 9.52 0.011 0.01 0.01 0.02 Bornem 2.69 0.03 0.03 0.03 0.05 2.97 0.02 0.02 0.02 0.05 7.90 0.00 0.01 0.01 0.02 16.6 0.002 0.01 0.01 0.02 Kramp 2.68 0.03 0.03 0.03 0.06 0.02 3.72 4.04 4.06 8.57 1.58 0.04 0.04 0.05 0.10 1.93 0.039 0.04 0.04 0.08
Konkelschoor 0.25 0.33 0.36 0.36 0.61 0.75 0.08 0.10 0.10 0.20 1.64 0.03 0.04 0.04 0.09 1.32 0.053 0.06 0.06 0.13 Gem 1.00 1.49 1.24 1.37 13.79 1.42 0.92 0.96 1.00 2.99 3.20 0.81 0.84 0.97 4.53 4.49 0.37 0.36 0.43 2.27 Stdv 1.27 2.27 2.13 2.38 32.17 1.34 1.67 1.73 1.79 5.03 3.42 2.62 2.68 3.12 14.08 4.42 0.94 0.97 1.17 5.77 Rsd (%) 127 94 107 98 Min 0.07 0.02 0.02 0.02 0.03 ND 0.01 0.02 0.02 0.03 ND 0.00 0.01 0.01 0.01 0.09 0.00 0.00 0.01 0.02 Max 3.95 7.83 7.94 8.79 117.97 4.12 5.10 5.15 5.43 16.87 12.5 9.14 9.34 10.9 49.2 16.6 3.44 3.57 4.31 21.1
ND = niet detecteerbaar (AVS <0.01 µmol g-1 DS)
Bespreking 102
gevonden tussen de SEM/AVS ratio en de metaalconcentraties in de rhizonextracten. Andere
auteurs vonden ook lage concentraties in het poriënwater bij een SEM/AVS hoger dan één
(Leonard et al., 1996; Ankley et al., 1996). De zeer lage metaalconcentraties in de
rhizonextracten bij een SEM/AVS hoger dan één kunnen dan een indicatie zijn van het feit dat
de metalen onder andere bindingsvormen in de bodem vastgelegd zijn, zoals gebonden aan
organisch materiaal of carbonaten. Bij de SEM/AVS ratio wordt er in de beoordeling vanuit
gegaan dat metalen alleen onder de vorm van sulfiden in de bodem worden vastgelegd,
waardoor er fouten kunnen optreden bij de inschatting van metaalmobiliteit (Ankley et al.,
1996).
Voor het inschatten van de metaalmobiliteit zou dus de voorkeur gegeven worden aan de
rhizonextracten, aangezien er hier geen veronderstellingen qua bindingsvorm worden
gemaakt. Bij een SEM/AVS verhouding groter dan één wordt de mobiliteit van metalen
dikwijls overschat. De SEM/AVS verhouding is dus vooral een goede maat voor de potentiële
metaalmobiliteit in de bodem.
6.1.3. Invloed van de hydrologie en redoxomstandigheden op de metaalmobiliteit
6.1.3.1. Seizoenale schommelingen in redoxtoestand van de bodem
Wijzigingen in nitraat- en sulfaatgehalte kunnen een indicatie zijn voor veranderingen in
redoxtoestand van de bodem. In anaërobe omstandigheden worden nitraten en sulfaten
volgens sequentiële reductieprocessen omgezet tot respectievelijk N2 en sulfiden (Evans,
1989). Omgekeerd kunnen bij het oxideren van een gereduceerde grond sulfaten vrijgesteld
worden.
Er is een daling waarneembaar in het nitraat- en sulfaatgehalte in de bodemoplossing van
oktober naar maart. Hiervoor zijn er twee mogelijke verklaringen. De daling in concentratie
zou mogelijk verklaard kunnen worden door een daling in redoxpotentiaal in de tijd met
reductie van nitraat en sulfaat tot gevolg. Bij vergelijking van de grondwaterstanden (Tabel
23) met de nitraatgehalten (Figuur 18) in oktober wordt er een sterke daling in nitraatgehalte
waargenomen in Rupelmonde in de bovenste 10 cm gekoppeld aan een sterke stijging van de
grondwatertafel. Voor de andere locaties worden echter geen grote schommelingen
waargenomen in grondwaterstand. Hier wordt geen daling in redoxpotentiaal verwacht. De
Bespreking 103
temperatuurverschillen tussen oktober en maart kunnen evenwel zorgen voor een verschil in
microbiële actitiviteit en dus in redoxprocessen.
Een tweede verklaring wordt gegeven door Moore (1999). Hij stelde vast dat er in slikke-en
schorregebieden tijdens hoogwater een menging zal optreden tussen grondwater en
rivierwater. Hierdoor zal er een nutriëntenflux ontstaan naar de rivier toe. Bovendien zal er in
de winter door een verlaagde biologische activiteit een afname zijn in NO3- en SO4
2- productie
en zal er door de hogere neerslaghoeveelheid uitloging van nutriënten zijn naar de diepere
lagen (Hofman, 2001).
Om na te gaan of er een eventuele reductie heeft plaats gevonden in de tijd, wordt er gekeken
naar de verhouding van SO42- / Cl- verhouding (Otero & Macías, 2002) (Tabel 32). Indien de
veranderingen in Cl- en SO42--gehalte afhankelijk zijn van dezelfde factoren, zou dezelfde
verhouding SO42- / Cl- moeten teruggevonden worden over de tijd. Door de oxidatie van
sulfiden of door de afbraak van OM kan er echter een stijging zijn in SO42--concentratie.
Omgekeerd kan er daling zijn door sulfaatreductie. Hiernaast kunnen ook bemesting en
atmosferische depositie zorgen voor een stijging in SO42--gehalte.
Tabel 33: SO42- / Cl- verhouding op de 13 bemonsteringsplaatsen in oktober en maart voor vier
verschillende bemonsteringsdieptes (10-30-60-90 cm onder MV)
Oktober Maart 10 cm 30 cm 60 cm 90 cm 10 cm 30 cm 60 cm 90 cm
Doel A 0.151 0.173 0.162 0.101 0.178 0.407 0.342 0.266 Doel B 0.182 0.182 0.177 0.045 0.159 0.255 1.01 0.010 Doel C 0.178 0.149 0.131 0.041 0.232 0.386 0.985 0.006 Lillo 0.182 0.158 0.077 0.079 0.165 0.132 0.121 0.061 Sint Annastrand 0.173 0.171 0.426 0.065 OW 0.032 0.000 0.041 Galgenweel 0.258 0.207 0.189 0.176 0.351 0.177 0.175 0.112 Kruibeke 0.144 0.076 0.082 0.086 0.145 0.038 0.108 0.002 Bazel 0.490 0.119 0.168 0.191 0.310 OW 0.107 0.028 Rupelmonde 0.334 0.346 0.402 0.209 OW 0.491 0.432 0.446 Kijkverdriet 0.152 0.116 0.174 0.126 0.001 0.006 0.010 0.009 Bornem 0.269 0.149 0.236 0.335 0.762 0.393 0.024 0.028 Kramp 0.387 0.433 0.273 0.241 1.68 1.11 OW 0.190 Konkelschoor 0.402 0.169 0.176 0.371 1.07 OW 0.015 0.544
OW= Ontbrekende waarde
Uit Tabel 32 blijkt dat in Doel er in oktober op 90 cm diepte een lagere verhouding
teruggevonden wordt dan in de bovenliggende lagen, wat mogelijk te wijten kan zijn aan een
Bespreking 104
sulfaatreductie in de diepere lagen. In maart wordt ongeveer dezelfde verhouding als in
oktober waargenomen in de bovenste 10 cm. Op 30 en 60 cm diepte wordt een hogere
verhouding teruggevonden. Dit kan mogelijk veroorzaakt worden door een verhoogde afbraak
van OM of door meer oxiderende omstandigheden, waardoor sulfiden omgezet worden tot
sulfaten. Op 90 cm is, met uitzondering van Doel A, de verhouding opnieuw gedaald. Net
zoals in Doel wordt ook in Lillo, Galgenweel, Bornem, Kramp en Konkelschoor een stijging
in de verhouding waargenomen in de bovenste lagen en een daling in de onderste lagen van
oktober naar maart. In Kijkverdriet is er weinig schommeling in de grondwatertafel van
oktober tot maart. Over de diepte wordt op beide tijdstippen een constante verhouding
bekomen. In maart ligt de verhouding wel lager dan in oktober, wat een mogelijke indicatie
kan zijn van een sterker gereduceerd milieu.
6.1.3.2. Invloed van de grondwaterstand en redoxtoestand van de bodem op de metaalmobiliteit
Over het bodemprofiel onderscheidt Gehrels (1999) drie zones in functie van de
grondwaterstand. De eerste zone is deze boven de gemiddeld hoogste grondwaterstand en
wordt gekenmerkt door een bijna permanent geoxideerd milieu. In schorren zal deze enkel bij
springtij onder water komen te staan. De tweede zone omvat de laag tussen de gemiddelde
hoogste en laagste grondwaterstand. Dit is de zone waar de getijdenwerking het meest invloed
zal hebben. Door de afwisselende cycli van overstromingen en drogere perioden, ontstaan er
in de sedimenten oxidatie- en reductieprocessen. De laatste zone is deze onder de gemiddelde
laagste grondwaterstand en wordt gekenmerkt door permanent reducerende omstandigheden.
Deze drie zones zijn ook duidelijk te onderscheiden in het verloop van de metaalconcentraties
met de diepte. In de bovenste geoxideerde laag zullen Fe en Mn vooral voorkomen onder de
vorm van oxiden. Ni, Cr, Cd en Cu kunnen coprecipiteren met of adsorberen aan de gevormde
oxiden (Verloo, 2004). In de toplaag worden er inderdaad voor Fe, Mn, Ni, Cr en Cd lagere
concentraties in het poriënwater aangetroffen in vergelijking met de onderliggende lagen, wat
er op kan wijzen dat deze onder de vorm van oxiden geïmmobiliseerd zijn in de bodem of
ermee gecoprecipiteerd zijn. Voor koper worden er echter geen verlaagde concentraties
waargenomen zijn. Een mogelijke verklaring hiervoor wordt gegeven door Verloo (2004) die
stelt dat Cu een hoge affiniteit vertoont voor binding met organisch materiaal. Bij de afbraak
van OM wordt ook het eraan gebonden Cu vrijgesteld. In Kruibeke en Kijkverdriet staat de
GWT bijna permanent op MV en worden er geen lagere Fe- en Mn-concentraties
Bespreking 105
waargenomen net onder het MV. De bovenste geäereerde zone zal hier dus waarschijnlijk niet
aanwezig zijn.
In de onderste gereduceerd laag zullen de metalen vooral vastgelegd worden onder de vorm
van sulfiden (Evans, 1989). Over het algemeen wordt er op een diepte van 90 cm onder MV
lagere concentraties aan Ni, Cd en Cu opgemeten dan in de bovenliggende lagen. Dit kan
mogelijk te wijten zijn aan sulfidenneerslag, aangezien er in oktober tevens op 90 cm diepte
hogere AVS-concentraties worden opgemeten dan in de andere lagen. Voor Fe en Mn worden
deze concentratiedalingen echter niet vastgesteld. Een mogelijke oorzaak hiervan is het
hogere oplosbaarheidsprodukt van Fe en Mn sulfiden (Tabel 2).
De grootste verschillen in metaalmobiliteit tussen de schorren zijn waarneembaar in de zone
tussen gemiddelde hoogste en laagste grondwatertafel. De bodemlaag tussen de gemiddelde
laagste en hoogste grondwaterstand wordt gekenmerkt door opeenvolgende cycli van oxidatie
en reductie. Volgens van Griethuysen et al. (2005) zullen overstromingen leiden tot
mobilisatie van de metalen door oxidatie van de sulfiden en verhoogd transport met DOM.
Overstromingen verhogen het zuurstofgehalte in de sedimenten (Simpson et al., 1998).
Gecombineerd met een lage biologische activiteit tijdens de winter, worden de condities dan
oxiderend. Tijdens de zomer zijn de omstandigheden meer reducerend door de snellere
afbraak van organisch materiaal veroorzaakt enerzijds door hogere temperaturen en daarmee
gepaard versnelde microbiële processen en anderzijds door een verhoogde primaire productie.
Uit onderzoek gedaan door De Meyer (2004) bleek dat op de schorren van Doel en
Kijkverdriet de gehaltes aan AVS maximaal zijn in oktober en dalen naar maart. Gehrels
(1999) geeft echter aan dat er in de winter door een hogere grondwatertafel een hogere
reductie kan zijn dan in de zomer.
Aangezien er geen redoxpotentialen gemeten werden in het veld, kan er enkel een inschatting
gemaakt worden van de oxidatie-reductietoestand van de bodem aan de hand van de SO42- /
Cl- -verhouding (Tabel 33). In Kijkverdriet, waar de grondwatertafel ter hoogte van het
maaiveld ligt, is er van oktober naar maart een daling in gehalte aan Fe en Mn in het
poriënwater (Figuur 20 en Figuur 21). De SO42- / Cl- -verhouding vertoont eveneens een
daling. Dit kan op een mogelijke reductie van de bodem wijzen, waardoor de metalen onder
de vorm van sulfiden worden vastgelegd. In Lillo wordt op een diepte van 60 cm een sterke
stijging in Fe en Mn concentratie waargenomen in de tijd, respectievelijk van 72.5 naar 126
Bespreking 106
mg L-1 en van 2.54 naar 4.67 mg L-1. Deze stijging is ook waarneembaar in de SO42- / Cl- -
verhouding, wat mogelijk te wijten is aan een oxidatie van sulfiden. Dit kan een mogelijke
verklaring zijn van de stijging in Fe en Mn gehalte.
Binnen één getijdencyclus worden er enkel voor Fe en Ni concentratieverschillen
waargenomen. Bij hoogwater worden er over het algemeen lagere concentraties
teruggevonden dan bij laagwater, wat overeenstemt met de studie van van Griethuysen et al.
(2005). De verschillen in concentratie zijn echter niet algemeen en veel beperkter dan de
verschillen in seizoenale schommelingen, wat mogelijk te wijten kan zijn aan de korte
reactieperiode. Voor Cd wordt zelfs in Bornem een stijging in concentratie waargenomen
tussen eb en vloed.
6.1.4. Invloed van de bodemkarakteristieken op de mobiliteit van metalen
De speciatie van Fe en Mn in de bodem wordt overwegend bepaald door de oxidatie-
reductietoestand. Voor de verdeling van Cr, Cd, Ni en Cu over de vloeibare en vaste fase
kunnen echter ook nog andere bodemkarakteristieken een belangrijke rol spelen. Bovendien
spelen een aantal bodemparameters ook een belangrijke rol in de oxidatie-reductietoestand
van een bodem. De bodemstructuur bepaalt de gasuitwisseling en de waterhuishouding van
een bodem (Hartmann, 2002). De luchtintreewaarde (dit is de kracht (cm waterhoogte) nodig
om uit een waterverzadigde bodem water te zuigen) ligt bij kleiige bodems veel hoger dan bij
zandige bodems. In minder kleiige bodems treedt dus sneller en dieper oxidatie op. In
Rupelmonde is er in oktober enkel in de onderste bodemlaag een stijging in het Fe-gehalte
(Figuur 20). Dit kan mogelijk te wijten zijn aan het lage kleigehalte in deze bodem, waardoor
er over een grotere diepte meer oxiderende omstandigheden zijn en reductie van Fe en Mn
oxiden pas in de diepere lagen optreedt.
De metaalgehalten in de rhizonextracten correleren voor geen enkel element significant met
de totaalgehalten in het vaste deel van het sediment en de verhouding uitwisselbare op
totaalgehalten. De metaalgehaltes in de rhizonextracten zijn niet meer allemaal onderling
gecorreleerd. Slecht enkele vertonen op het 0.01 significantieniveau een zeer zwakke
correlatie (Bijlage 12).
Bespreking 107
Er wordt voor geen enkel element een significante relatie gevonden met de pH van de bodem.
De hoge, stabiele pH-waarden van de schorren kunnen een bepalende factor zijn voor de
relatief lage mobiliteit van de metalen.
Het organisch materiaal kan zorgen voor vastlegging van metalen door complexatie en
adsorptie (Rieuwerts et al., 1998). In de winter is er een verlaagde afbraak van organisch
materiaal. Bovendien zal er door het afsterven van de bovengrondse vegetatie in het najaar
een verhoging zijn in het gehalte aan OM in de toplaag (Gambrell, 1994). Dit kan een
mogelijke oorzaak zijn van de algemene daling in poriënwaterconcentratie in januari t.o.v.
oktober.
In de volgende paragraaf wordt onderzocht welke bodemparameters naast de redoxtoestand
van de bodem mogelijk een invloed kunnen hebben op de verdeling van Ni, Cr, Cd en Cu
over de vaste en vloeibare fase. De verschillende vormen van Ni, Cd en Cu aanwezig in de
rhizonextracten worden ingeschat met VMINTEQ. De data van de kationen, carbonaten en Al
gebruikt voor de speciatie, worden weergegeven in Bijlage 13. De speciatie wordt uitgevoerd
op 5 bodems: Doel A en C, Bornem, Kijkverdriet en Konkelschoor op basis van de metingen
van oktober. De gegevens worden niet weergegeven voor Bornem op een diepte van 10 cm en
Konkelschoor op 60 cm onder MV door het ontbreken van data.
6.1.4.1. Nikkel
In oktober worden in de brakwaterschorren (Doel tot Galgenweel) op 30 en 60 cm diepte
beduidend hogere concentraties aan nikkel waargenomen dan in de zoetwaterschorren (Figuur
26). In oktober is op 30 cm diepte de verhouding van Ni in de bodemoplossing op het
totaalgehalte hoger in de brak- dan in de zoetwaterschorren, respectievelijk 1,17. 10-3 kg L-1
en3,16. 10-4 kg L-1. Dit zou opnieuw kunnen verklaard worden door de vorming van
anorganische complexen die de mobiliteit verhogen. Uit onderzoek van Martino et al. (2004)
blijkt dat bij bodems met hogere zoutgehaltes de mobiliteit van Ni stijgt door de vorming van
NiCl+-complexen. De oplosbaarheid kan volgens Ashworth et al. (2004) ook stijgen door de
vorming van oplosbare complexen met organisch materiaal. Dit kan een mogelijke verklaring
zijn voor de verhoogde mobiliteit in Konkelschoor, aangezien hier de hoogste TOC waarden
werden opgemeten.
Bespreking 108
Bij speciatie met VMINTEQ blijkt dat voor alle bodems nikkel in vrij grote gehalten
voorkomt als vrij ion in de bodemoplossing (Figuur 33). In bodems met een hoog TOC-
gehalte komt bovendien een grote fractie voor gecomplexeerd aan oplosbaar organisch
materiaal, wat nogmaals de studie van Ashworth et al. (2004) bevestigt. NiSO42--complexen
komen in alle bodems voor, maar blijken meer aanwezig in bodems met een hoger SO42--
gehalte in de bodemoplossing. Andere vormen als Ni-carbonaten, NiNO3+ en NiCl+ zijn
verantwoordelijk voor respectievelijk < 26.9 %, < 0.018 % en < 1.45 % van de opgeloste
vormen. In Doel is gemiddeld 1.38 % van de oplosbare fractie gecomplexeerd aan chloor; in
de zoetwaterschorren is dit slechts 0.158 %.
Figuur 33: Speciatie van nikkel in de bodemoplossing volgens VMINTEQ bij bemonstering in oktober
6.1.4.2. Chroom
Guo et al. (1997) geeft aan dat het driewaardig chroom dat vrijkomt bij de reductie van ijzer-
en mangaanoxiden oplosbare complexen kan vormen met organische componenten. In Bazel
impliceert een hoog TOC gehalte in oktober echter geen hogere Cr concentraties (Figuur 24).
Volgens een studie van Comber et al. (1995) komt Cr in sedimenten van een estuarium meer
in geïmmobiliseerde vorm voor in zoutarme gronden dan in zoutrijke. In brakwaterschorren
wordt evenwel geen verhoogde mobiliteit vastgesteld in vergelijking met zoetwaterschorren.
Cr is volgens Verloo (2004) vooral betrokken in uitwisselingsreacties. Voor Kruibeke en
0%
20%
40%
60%
80%
100%
Doe
lA 1
0
Doe
lA 3
0
Doe
lA 6
0
Doe
lA 9
0
Doe
lC 1
0
Doe
lC 3
0
Doe
lC 6
0
Doe
lC 9
0
Kijk
10
Kijk
30
Kijk
60
Kijk
90
Born
10
Born
30
Born
60
Born
90
Kon
kel 1
0
Kon
kel 3
0
Kon
kel 6
0
Kon
kel 9
0
Ni-DOM
Ni-carbonaat
NiSO4
NiCl+
Ni+2
Bespreking 109
Konkelschoor wordt voor beide een hoog kleigehalte opgemeten op 90 cm diepte. Toch ligt
de mobiliteit in Kruibeke beduidend lager dan in Konkelschoor. De textuur van de bodem zal
dus ook geen eenduidige verklaring geven voor de mobiliteitsverschillen.
6.1.4.3. Cadmium
Cadmium is het meest gevoelig voor de vorming van oplosbare chloorcomplexen (Garcia en
Page, 1976). Er wordt inderdaad een verschil in mobiliteit vastgesteld tussen de brak- en
zoetwaterschorren (Figuur 23). Dit verschil is evenwel niet zo uitgesproken als bij Ni. De
verhouding van de poriënwaterconcentratie tot het totaalgehalte bedraagt in de
brakwaterschorren gemiddeld 3,48. 10-4 kg L-1 op 30 cm diepte in oktober en 2,80. 10-4 kg L-1
in zoetwaterschorren.
De speciatie met VMINTEQ bevestigt dat in Doel A en C, bodems die gekenmerkt zijn door
een hoog chloridengehalte, Cd vooral met Cl- gecomplexeerd is in de bodemoplossing (Figuur
34). De procentuele verdeling verschilt weinig over de diepte en tussen beide plaatsen. Enkel
in de bovenste laag in Doel A is er een hogere TOC-concentratie waarneembaar, waardoor er
meer Cd gecomplexeerd zal zijn aan organisch materiaal. Bij de gronden met een lager
chloridengehalte komt Cd, afhankelijk van de TOC-concentratie, overwegend voor als vrij ion
ofwel gecomplexeerd aan organisch materiaal. Cd gebonden aan carbonaten is in belangrijke
mate aanwezig in Kijkverdriet op diepte van 60 cm. Andere vormen als CdOHP
+ en CdSO4 zijn
in alle bodems verantwoordelijk voor respectievelijk < 8.47% en < 2.50% van de opgeloste
vormen.
Bespreking 110
0%
20%
40%
60%
80%
100%
Doe
lA 1
0
Doe
lA 3
0
Doe
lA 6
0
Doe
lA 9
0
Doe
lC 1
0
Doe
lC 3
0
Doe
lC 6
0
Doe
lC 9
0
Kijk
10
Kijk
30
Kijk
60
Kijk
90
Bor
n 10
Bor
n 30
Bor
n 60
Bor
n 90
Kon
kel 1
0
Kon
kel 3
0
Kon
kel 6
0
Kon
kel 9
0
CdOH+Cd-DOM Cd_carbonaatCdSO4 CdCl+,CdCl2Cd+2
Figuur 34: Speciatie van cadmium in de bodemoplossing volgens VMINTEQ bij bemonstering in oktober
6.1.4.4. Koper
Koper wordt sterk geïmmobiliseerd in een bodem door binding aan organisch materiaal (Van
Ryssen et al., 1996). Er is hier evenwel geen direct verband zichtbaar. Tussen Bazel en
Bornem wordt in de bovenste laag in oktober een verschil in Cu-concentratie van 5 µg L-1
teruggevonden ondanks een klein verschil in OM-gehalte van 0.3 % (Figuur 25).
Volgens Baker (1990) verhoogt de mobiliteit van Cu door de vorming van organische
complexen met DOC. Volgens de speciatie met VMINTEQ blijkt inderdaad dat Cu in de
bodemoplossing zeer sterk geassocieerd is met het opgelost organisch materiaal (Figuur 35).
Hierdoor wordt in Doel A op 30 cm diepte, waar geen TOC aanwezig is, een totaal ander
beeld verkregen dan in de andere lagen van het bodemprofiel. Op de plaatsen waar geen
organisch materiaal aanwezig is, zal koper vooral aan de carbonaten gebonden zijn. Een
kleine fractie komt ook voor als vrij ion, als CuSOB4 B en als CuCl+-complexen of gebonden aan
hydroxiden. Daarom impliceert dit wel niet direct een concentratiestijging. Er is evenwel geen
concentratieverhoging waarneembaar bij een hogere TOC- gehalte.
Bespreking 111
Uit een studie van Moore (1991) bleek dat de oplosbaarheid van Cu steeg in een zout milieu
door de vorming van anorganische complexen. In brakwaterschorren wordt er echter geen
verhoogde mobiliteit vastgesteld in vergelijking met zoetwaterschorren. In het speciatiebeeld
worden er bovendien zowel op brak- als zoetwaterschorren geen grote fracties CuSOB4 B en
CuCl+-complexen waargenomen.
0%
20%
40%
60%
80%
100%
Doe
lA 1
0
Doe
lA 3
0
Doe
lA 6
0
Doe
lA 9
0
Doe
lC 1
0
Doe
lC 3
0
Doe
lC 6
0
Doe
lC 9
0
Kijk
10
Kijk
30
Kijk
60
Kijk
90
Bor
n 10
Bor
n 30
Bor
n 60
Bor
n 90
Kon
kel 1
0
Kon
kel 3
0
Kon
kel 6
0
Kon
kel 9
0
CuCl+, CuCl2
Cu-hydroxiden
Cu+2
CuSO4
Cu-DOC
Cu-carbonaten
Figuur 35: Speciatie van koper in de bodemoplossing volgens VMINTEQ bij bemonstering in oktober
Bespreking 112
6.2. Serreproef De serreproef heeft vooral als doelstelling onder meer gecontroleerde omstandigheden de
invloed van de hydrologie een redoxomstandigheden na te gaan op de vrijstelling van metalen
bij bodems met uiteenlopende bodemeigenschappen. Ten eerste wordt hiertoe de invloed van
de grondwaterstanden nagegaan op de redoxomstandigheden van de bodem. In een tweede
punt wordt er onderzocht wat de invloed van de hydrologie en de redoxomstandigheden
zullen zijn op de vrijstelling van metalen in de bodem. Vervolgens wordt nagegaan wat de
invloed is van de bodemkarakteristieken op de metaalmobilitiet. Ten slotte worden de
conclusies uit de serreproef getoetst aan de metingen in veldomstandigheden.
6.2.1. Invloed van de hydrologie op de redoxomstandigheden van de bodem
Het nitraat- en sulfaatgehalte geeft een indicatie van de redoxtoestand van de bodem.
Wanneer de zuurstof limiterend wordt voor het metabolisme van de aërobe bacteriën, vinden
er een aantal sequentiële reductieprocessen plaats (Evans, 1989). In een eerste stap wordt
NO3- omgezet tot N2 door denitrificerende micro-organismen. Bij een grondwatertafel boven
MV wordt er, met uitzondering van Lillo, voor oktober en februari eenzelfde lage NO3-
Pconcentratie teruggevonden. Dit kan een mogelijke indicatie zijn dat de NO3--reductie reeds in
oktober is doorgegaan (Figuur 30). Voor Lillo is er een daling waarneembaar in concentratie
van oktober tot februari. De NO3- -reductie is dus nog niet afgelopen in oktober. Dit kan te
wijten zijn aan het hoger zandgehalte, waardoor de porositeit van de bodem hoger is en er dus
gemakkelijker O2-diffusie kan zijn (Verhoest, 2004).
In oktober is er bij een grondwatertafel van 80 en 40 cm onder MV een concentratiedaling in
NO3--gehalte op diepte van de grondwatertafel. In februari stemt de diepte van
concentratiedaling niet overeen met de diepte van de grondwatertafel, maar is deze daling
over het algemeen waarneembaar in de zone er net boven. Dit kan mogelijk te wijten zijn aan
het ontstaan van een capillaire zone net boven de grondwatertafel. In een kleibodem zal deze
zone groter zijn dan in een zandbodem (Verhoest, 2004). Een tweede mogelijke verklaring is
dat niet de grondwatertafel maar de vooral de diepte in de bodem zal bepalend zijn voor de
graad van O2-diffusie. De O2-diffusie in een bodem is geringer in een bodem met een hoog
kleigehalte (Hartmann, 2002). Een uitzondering hierop is Lillo, waar de plaats van de
grondwatertafel duidelijk waarneembaar is in het concentratieverloop met de diepte. Dit zal
waarschijnlijk te wijten zijn aan de lagere kleigehalte.
Bespreking 113
De sulfaatreductie zal starten nadat het nitraat en Fe- en Mn-oxiden gereduceerd zijn (Evans,
1989). In oktober liggen de sulfaatgehalten bij een grondwatertafel boven MV beduidend
hoger dan in februari (Figuur 31). De sulfaatreductie zal dus nog niet gestart of nog niet
afgelopen geweest zijn in oktober. Enkel voor Lillo er is slechts een lichte daling over de tijd,
wat opnieuw te wijten kan zijn aan de hogere porositeit, waardoor de reductie ook in februari
nog niet zal beëindigd zijn.
In oktober wordt er voor een grondwaterstand op 80 en 40 cm onder MV eenzelfde
concentratie waargenomen over het profiel. De reductie zal hier vermoedelijk nog niet gestart
zijn. In februari is er een sterke afname in sulfaatgehalte vanaf 60 cm onder MV. Voor Lillo is
deze afname opnieuw niet zo sterk.
6.2.2. Invloed van de hydrologie en redoxomstandigheden op de metaalmobiliteit
6.2.2.1. IJzer en mangaan
Onder aërobe omstandigheden komen Fe en Mn vooral voor onder de vorm van onoplosbare
oxiden (Verloo, 2004). Onder de grondwatertafel wordt de diffusie van O2 vanuit de lucht
naar de bodem sterk gehinderd en verdringt het water de lucht in de poriën. Wanneer het
gehalte aan O2 en NO3- limiterend wordt, worden Mn- en Fe-oxiden gereduceerd met
vrijstelling van tweewaardige Fe- en Mn-ionen (Evans, 1989).
De Fe- en Mn-gehalten in de rhizonextracten vertonen over de diepte een gelijkaardig patroon
(Tabel 27). Initieel zijn in september, bij het begin van het proefopzet, de gehaltes over de
verschillende diepten quasi gelijk. Gedurende de bemonsteringsperiode wordt in het
concentratieverloop over de diepte de plaats van de grondwatertafel duidelijk afgetekend.
Boven de grondwatertafel ligt de concentratie namelijk beduidend lager dan eronder. Het
verschil in oxidatie-reductietoestand is hierbij waarschijnlijk de voornaamste factor van
belang.
Bij de rhizonextracten op 10 cm diepte worden er bij een grondwatertafel op maaiveld lagere
concentraties teruggevonden dan op de overige diepten. Dit kan te wijten zijn aan diffusie van
zuurstof doorheen de bovenste waterlagen. Hierdoor zullen de micro-organismen zuurstof als
Bespreking 114
elektronen-acceptor gebruiken en zal de reductie van Fe- en Mn-oxide in mindere mate
doorgaan.
Er is een verschuiving tussen het verloop van ijzer en mangaan in de tijd. In oktober-
december wordt het maximaal Mn gehalte bereikt, terwijl dit voor ijzer maar in december-
februari wordt opgemeten. Deze verschuiving in tijd is mogelijk te wijten aan de
opeenvolging van reductieprocessen. Mangaan wordt reeds gereduceerd bij een
redoxpotentiaal van 526 mV terwijl de ijzerreductie start maar bij een potentiaal van -47 mV
(Zumdahl, 1992).
Indien sulfaten aanwezig zijn en het grootste deel van de ijzer- en mangaanoxiden
gereduceerd zijn, worden de sulfaten omgezet tot sulfiden met de vorming van Mn- en Fe-
sulfiden (Verloo, 2004). In de rhizonextracten op diepten die permanent onder water staan, is
er in februari dikwijls een daling in Mn-concentratie. Door het lagere oplosbaarheidsprodukt
zullen Fe-sulfiden gemakkelijker gevormd worden dan Mn-sulfiden. Het feit dat de Mn-
concentratie eerder begint te dalen kan eventueel het gevolg zijn van de opeenvolging van
reductieprocessen. De Mn-oxiden reductie start eerder dan de Fe-oxide reductie. Er zijn meer
Fe-oxiden aanwezig in de bodem, waardoor dit proces meer tijd in beslag neemt. Hierdoor is
het mogelijk dat bij de aanvang van de sulfidenvorming de Mn-oxiden al volledig
gereduceerd zijn, er geen productie van Mn2+ meer is en er door de vastlegging onder de vorm
van sulfiden een daling is in oplosbare Mn-concentratie. Voor Fe wordt er bij de aanvang van
sulfidenvorming nog steeds veel Fe vrijgesteld door Fe-oxidereductie, waardoor er schijnbaar
geen verandering is in oplgeloste Fe-concentratie. Er kan verwacht worden dat in de
toekomst, ook het ijzergehalte in de bodemoplossing zal beginnen te dalen wanneer de
vrijstelling van ijzer lager wordt dan de vastlegging onder de vorm van sulfiden.
6.2.2.2. Nikkel en chroom
Nikkel en chroom hebben een analoog verloop als ijzer en mangaan in de diepte bij de
verschillende vochtregime’s (Tabel 27 en Tabel 28). Boven de grondwatertafel is de mobiele
fractie namelijk beduidend lager dan eronder. Onder aërobe omstandigheden, d.w.z. boven de
GWT, komen Ni en Cr vooral voor gebonden aan ijzer- en mangaanoxiden (Verloo, 2004).
Bespreking 115
Initieel wordt boven de grondwatertafel een stijging in oplosbare Cr- en Ni- concentratie
waargenomen in de tijd, wat mogelijk te wijten is aan de afbraak van OM. Uit een studie van
Gambrell (1994) blijkt dat afbraak van OM intenser is in oxische omstandigheden. Hierdoor
wordt de eraan gebonden metaalfractie vrijgesteld. Vanaf oktober wordt er over het algemeen
evenwel opnieuw een daling vastgesteld. De vorming van carbonaten als gevolg van
evaporatie in de toplaag (zie paragraaf 5.2.3.1), kan hierbij een belangrijke rol spelen. Van
den Berg et al. (1998) geeft aan dat Ni kan coprecipiteren aan carbonaten, waardoor de
oplosbaarheid daalt. Volgens Pantsar-Kallio et al. (2001) heeft ook Cr een hoge affiniteit voor
de binding aan carbonaten.
De hogere gehalten aan Ni in de rhizonextracten onder de grondwatertafel zijn mogelijk te
wijten aan de geoccludeerde Ni-ionen die vrijgesteld worden bij reductie van Fe- en Mn-
oxiden (Bostick et al., 2001). Een andere verklaring is de rol van het opgelost organisch
materiaal. In experimenten van Ashworth et al. (2004) werd een belangrijke mobilisatie van
Ni aangetoond door de vorming van organo-Ni complexen. De TOC-waarden liggen
beduidend hoger onder de grondwatertafel (Tabel 26), waardoor er ook meer oplosbare Ni-
complexen kunnen gevormd worden. In februari is er net zoals bij het ijzer en mangaan
opnieuw een daling in concentratie waarneembaar. Hier zou opnieuw de vorming van sulfiden
de oorzaak kunnen zijn van de verlaagde mobiliteit.
Het gedrag van chroom en de hoeveelheid die in het poriënwater terechtkomt onder de
grondwatertafel, wordt gecontroleerd door verschillende mechanismen. Het zeswaardig
chroom dat vrijkomt bij de reductie van ijzer- en mangaanoxiden wordt voornamelijk
gereduceerd tot driewaardig chroom dat zal neerslaan, voornamelijk als Cr(OH)3
(Masscheleyn et al., 1992). Het driewaardig chroom in oplossing kan ook oplosbare
complexen vormen met organische componenten. De combinatie van de bovenstaande
reacties zorgt ervoor dat de chroomconcentratie dikwijls weinig variatie vertoont (Guo et al.,
1997). Er is hier evenwel een duidelijke stijging in oplosbaarheid onder de grondwatertafel,
wat doet vermoeden dat de organische complexvorming zal overheersen.
6.2.2.3. Cadmium, zink en koper
Voor het verloop van Zn, Cd en Cu in de diepte wordt het tegenovergestelde patroon van dat
van Fe en Mn teruggevonden. In anaërobe omstandigheden, d.w.z. onder de grondwatertafel,
Bespreking 116
zijn Zn, Cd en Cu bijna volledig geïmobiliseerd. Boven de grondwatertafel is de mobiliteit
van de Zn-, Cd- en Cu-ionen veel groter.
In de bodem boven de watertafel komen er zowel voor zink als voor cadmium hogere
concentraties voor in de rhizonextracten. In oxische omstandigheden is de microbiële
activiteit groter en zodoende verlopen de meeste reacties in de bodem sneller. Ook de afbraak
van organisch materiaal verloopt sneller onder oxische omstandigheden (Gambrell, 1994). De
grote bindingscapaciteit van organisch materiaal voor metalen zorgt ervoor dat bij afbraak van
het organisch materiaal Zn, Cd en Cu wordt vrijgesteld. Voor zink en koper wordt er een
daling vastgesteld vanaf december, wat mogelijk te wijten is aan de coprecipitatie met
carbonaten (Van den Berg et al., 1998).
Onder de grondwatertafel komt bij de reductie van de ijzer- en mangaanoxiden
gecoprecipiteerd Zn, Cd en Cu vrij. Bij de verdere reductie van sulfaten zal Cu gemakkelijk
neerslaan met de vorming van sulfiden. (van den Hoop, 2000). Het vrijgestelde Zn kan zich
herverdelen en er zal een shift optreden naar bindingen aan sulfiden en carbonaten (Bostick et
al., 2001). Het feit dat de concentratie in de rhizonextracten maar in februari begint te dalen,
doet vermoeden dat zink vooral onder de vorm van sulfiden is vastgelegd. Cadmium is reeds
vanaf oktober bijna volledig geïmmobiliseerd. Het lijkt dus onwaarschijnlijk dat het
vrijgestelde Cd volledig vastgelegd is in de bodem onder de vorm van Cd-sulfide. Volgens
Guo et al. (1997) vermindert bij dalende redox het gehalte aan cadmium dat geassocieerd is
met ijzer- en mangaanoxiden en vergroot het gehalte aan cadmium dat met carbonaten en
onoplosbare humeuze componenten geassocieerd is.
6.2.3. Invloed van de bodemkarakteristieken op de metaalmobiliteit
Om de invloed van de bodemeigenschappen op de mobiliteit van de metalen na te gaan
worden de metaalconcentraties van bodemoplossing in februari onderling vergeleken voor de
vier bodems gebruikt in de serreproef.
De verschillende vormen van Cd, Cu en Ni aanwezig in de rhizonextracten worden ingeschat
met VMINTEQ (Visual Minteq). De data van de kationen en carbonaten worden weergegeven
in Bijlage 11. De speciatie wordt uitgevoerd op de 4 bodems voor de metingen van oktober en
februari bij een grondwaterstand op 40 cm onder MV, aangezien bij dit vochtregime best de
Bespreking 117
scheiding tussen geoxideerd en gereduceerd milieu zichtbaar is. De gegevens worden niet
weergegeven in oktober voor Konkelschoor op diepte van 90 cm en Kijkverdriet op 90 cm
onder MV en in februari voor Konkelschoor en Kijkverdriet op 10cm door het ontbreken van
data. Aangezien er slechts een beperkt aantal stalen van Zn boven de detectielimiet liggen,
wordt de speciatie hiervoor niet uitgevoerd.
6.2.3.1. IJzer en mangaan
Door het lagere kleigehalte is, zoals in paragraaf 6.2.1 reeds aangegeven, voor Lillo de plaats
van de grondwatertafel duidelijk zichtbaar in het verloop van de Fe- en Mn-concentratie met
de diepte. In Konkelschoor en Kijkverdriet is het O2-gehalte al boven de grondwatertafel
limiterend, waardoor in de rhizonextracten net boven de grondwatertafel wordt al een stijging
in Fe- en Mn-gehalte waargenomen.
Onder de grondwatertafel is er in Lillo en Konkelschoor in februari in vergelijking met
december reeds een daling in Mn-gehalte en is de Fe-concentratie ongeveer constant gebleven
(Tabel 27). In Kijkverdriet en Bornem daarentegen is het Mn-gehalte ongeveer constant
gebleven en is er een stijging in Fe-gehalte. Dit is mogelijk te wijten aan het feit dat
Kijkverdriet en Bornem het hoogste totaal gehalte aan ijzer hebben. De bodems bevatten meer
Fe-oxiden, waardoor het reductieproces over een langere tijdsperiode zal doorgaan.Voor Lillo
wordt er een beduidend lager totaalgehalte aan Fe en Mn waargenomen (Tabel 25).
6.2.3.2. Nikkel en chroom
Voor Ni wordt het laagste totaalgehalte teruggevonden in de bodem van Lillo en de hoogste in
Kijkverdriet (Tabel 27). Boven de grondwatertafel is de concentratie aan Ni in de
bodemoplossing evenwel het hoogst in Lillo, wat er nogmaals opwijst dat de
totaalconcentratie weinig invloed heeft op de mobiliteit. Uit onderzoek van Martino et al.
(2004) blijkt dat bij bodems met hogere zoutgehaltes de mobiliteit van Ni stijgt door de
vorming van NiCl+- complexen. Dit kan ook een mogelijke verklaring zijn van de verhoogde
mobiliteit in Lillo. Bij de rhizonextracten net boven de grondwatertafel worden de hoogste
gehalten echter aangetroffen in Kijkverdriet. Dit kan mogelijk te wijten zijn aan de
reducerende omstandigheden door de aanwezigheid van een capillaire zone in Kijkverdriet.
Bespreking 118
Onder anaërobe condities liggen in de rhizonextracten van Lillo de gehalten aan Ni beduiden
hoger dan in de andere bodems. In Lillo worden bovendien de hoogste TOC-gehalten
aangetroffen. Ashworth et al. (2004) vonden dat bij de reductie van ijzer- en mangaanoxiden
de vrijgestelde Ni-ionen oplosbare complexen zullen vormen met het organisch materiaal.
Een tweede mogelijke verklaring wordt gegeven door Martino et al. (2004) die stelt dat door
de vorming van anorganische complexen de mobiliteit van Ni kan verhogen.
Het speciatiebeeld volgens VMINTEQ toont aan dat Ni in oktober vooral voorkomt als vrij
ion (Figuur 36). De positie van de grondwatertafel is in februari voor alle bodems zichtbaar.
In de rhizonextracten boven de grondwatertafel is er een grotere fractie gebonden aan sulfaten
en vrije ionen, terwijl er onder de grondwatertafel een grotere fractie gebonden is aan
organisch materiaal. In Lillo zijn de oplosbare Cl-complexen verdwenen. Slechts een kleine
fractie komt ook voor onder de vorm van NiNO3+, NiOH+ en NiCl+, respectievelijk < 0.114
%, < 0.556 % en < 0.742 % van de opgeloste vormen.
Voor chroom wordt hetzelfde patroon als voor Ni gevonden in de rhizonextracten onder de
grondwatertafel met een nog groter verschil in oplosbaarheid tussen Lillo en de andere
bodems. Guo et al. (1997) geeft aan dat het driewaardig chroom dat vrijkomt bij de reductie
van ijzer- en mangaanoxiden oplosbare complexen kan vormen met organische componenten.
Bovendien komt Cr volgens een studie van Comber et al. (1995) in sedimenten van een
estuarium meer in geïmmobiliseerde vorm voor in zoutarme gronden dan in zoutrijke. T
Bespreking 119
Figuur 36: Speciatie van nikkel in de bodemoplossing volgens VMINTEQ bij een grondwaterstand op 40 cm
onder MV in oktober en februari T
6.2.3.3. Cadmium, zink en koper
Onder de grondwatertafel komen Cd, Zn en Cu in alle bodems voor onder geïmmobiliseerde
vorm. De bodemeigenschappen lijken hier geen invloed te hebben op de mobiliteit. Amrhein
et al. (1994) toonden nochtans aan dat de oplosbaarheid van Cd in anaërobe omstandigheden
kan verhogen door de vorming van oplosbare CdClP
+-complexen.
Zink komt in aërobe omstandigheden vooral voor als onoplosbaar complex met Fe en Mn-
oxiden of coprecipeert met kleipartikels (Kiekens, 1990). Uit een studie van Brümmer (1986)
blijkt dat de mobiliteit van Zn kan verhogen door de vorming van anorganische complexen.
Garcia en Page (1976) toonden aan dat ook de mobiliteit van Cd toeneemt door de vorming
van stabiele oplosbare chloridecomplexen. Uit een onderzoek van Prokop (2003) blijkt
bovendien dat de oplosbaarheid van Cd en Zn daalt door de adsorptie aan kleipartikels. Het
hoge chloridegehalte en de lage kleifractie kunnen de mogelijke oorzaak zijn voor de
verhoogde mobiliteit van Cd en Zn in Lillo.
0%
20%
40%
60%
80%
100%
Bo 1
0
Bo 6
0
Lillo
10
Lillo
60
Kon
10
Kon
60
Kijk
10
Kijk
60
Bo 1
0
Bo 6
0
Lillo
10
Lillo
60
Kon
10
Kon
60
Kijk
10
Kijk
60
oktober februari
Ni-DOM
Ni-carbonaat
NiSO4
Ni+2
Bespreking 120
Figuur 37: TSpeciatie van cadmium in de bodemoplossing volgens VMINTEQ bij een grondwaterstand op 40 cm
onder MV in oktober en februariT
Uit de speciatie van de bodemoplossing volgens VMINTEQ blijkt inderdaad dat CdCl+- en
CdCl2-complexen in grote mate voorkomen in de bodem van Lillo (Figuur 37). In oktober is
Cd in de meeste rhizonextracten aanwezig in de bodemoplossing als vrij ion. De grootste
fractie komt in februari niet meer voor als vrij ion maar gecomplexeerd aan opgelost
organisch materiaal. Bovendien is ook de fractie gecomplexeerd aan sulfaten en carbonaten
sterk gereduceerd in februari t.o.v. oktober. Verschillen in speciatie zijn vooral opmerkbaar
tussen bodems onderling; voor eenzelfde bodem zijn de verschillen in de diepte gering. Enkel
voor Lillo is de positie van de grondwatertafel duidelijk waarneembaar in de speciatie. Boven
de grondwatertafel komt Cd vooral voor gecomplexeerd aan Cl; onder de grondwater is
vooral Cd-DOM de overheersende fractie. Andere vormen als CdNO3+ Pen CdOH+ zijn in alle
bodems slechts verantwoordelijk voor respectievelijk < 0.024 % en < 0.166 % van de
opgeloste vormen.
Moore (1991) vond dat Cu in een zout milieu snel kan desorberen van sedimenten. De
affiniteit van Cu voor de vorming van organische complexen maakt dat het element nog
0%
20%
40%
60%
80%
100%
Bo
10
Bo
60
Lillo
10
Lillo
60
Kon
10
Kon
60
Kijk
10
Kijk
60
Bo
10
Bo
60
Lillo
10
Lillo
60
Kon
10
Kon
60
Kijk
10
Kijk
60
oktober februari
Cd-DOMCd-carbonaatCdSO4 (aq),Cd(SO4)2-2CdCl+, CdCl2 (aq)Cd+2
Bespreking 121
gemakkelijker oplosbaar is (Baker, 1990). De combinatie van beide factoren, zoutrijke bodem
en een hoge TOC, zou de mogelijke oorzaak kunnen zijn van de verhoogde mobiliteit boven
de grondwatertafel in Lillo in vergelijking met andere bodems.
Uit het speciatiebeeld volgens VMINTEQ blijkt koper in de bodemoplossing zeer sterk
geassocieerd te zijn met het opgelost organisch materiaal. In februari is de oplosbare fractie in
alle gronden over alle dieptes volledig gecomplexeerd met opgelost organisch materiaal. In
oktober komt een kleine fractie ook voor als carbonaat, vrij ion, CuSO4, CuCl+- complexen of
gebonden aan hydroxiden. Deze vormen zijn echter slechts verantwoordelijk voor < 5.46 %,
< 1.05 %, < 0.611 %, < 0.070 % en < 0.438 %. Door de kleine fractie CuSO4, CuCl+
complexen is volgens de speciatie niet te verwachten dat de vorming van deze complexen in
een zoutrijke omgeving de oorzaak kan zijn van een verhoogde mobiliteit.
6.2.4. Terugkoppeling naar veldmetingen
6.2.4.1. Valideren van de resultaten uit de serreproef in veldomstandigheden
In de volgende paragraaf wordt een vergelijking gemaakt tussen de metaalmobiliteit in
veldomstandigheden en in de serreproef. Door middel van een serreproef kan onder meer
gecontroleerde omstandigheden nagegaan worden wat de invloed van de grondwaterstand kan
zijn op de mobiliteit van de metalen. In het schor van Kijkverdriet wordt steeds een
grondwaterstand opgemeten rond maaiveld (Tabel 23). Er wordt hier dan ook de vergelijking
gemaakt met de resultaten van de serreproef bij een GWT op maaiveld. Voor de andere 3
bodems werd bij veldwaarnemingen meestal een grondwaterstand opgemeten tussen de 10 en
30 cm onder MV. Hier wordt de vergelijking gemaakt met de serregegevens voor een
grondwaterstand op 40 cm.
Voor Fe en Mn is er bij de gronden waar de GWT onder MV zit, zowel voor de serre- als
veldmetingen een geäereerde laag aanwezig, gekenmerkt door een lage oplosbaarheid (Figuur
20, Figuur 21 en Tabel 27). In de diepere zones heersen meer reducerende omstandigheden,
waardoor er hogere concentraties in het poriënwater aanwezig zijn. In veldomstandigheden
liggen de gehaltes in een gereduceerd milieu wel beduidend lager dan in de serreproef. Dit is
waarschijnlijk te wijten aan het feit dat er nog steeds een grote vrijstelling is door de reductie
Bespreking 122
van Fe- en Mn-oxiden in de serreproef. Het is te verwachten dat in de toekomst het gehalte
aan oplosbaar Fe en Mn in de serre door verdere reductie ook zal beginnen te dalen.
Voor Ni wordt zowel bij de veld- als serremetingen hetzelfde patroon teruggevonden in de
diepte als dat van Fe en Mn (Figuur 26 en Tabel 27). In de geäereerde toplaag worden voor
beide proefopzetten lage gehalten in de bodemoplossing teruggevonden. Deze geäereerde
zone ontbreekt opnieuw voor Kijkverdriet. In de zone net onder de grondwatertafel wordt er
in de serre hogere gehaltes teruggevonden dan in het veld. Uit Tabel 27 blijkt dat er in de
serre nog steeds reductie van Fe- en Mn-oxiden is, waardoor er ook gecoprecipiteerd Ni kan
vrijgesteld worden. Bij vergelijking van het speciatiebeeld van de bodemoplossing zijn er
grote gelijkenissen tussen de veld- en serremetingen (Figuur 33 en Figuur36). Boven de
grondwatertafel komt in beide gevallen een grotere fractie gebonden aan sulfaten. Eronder
wordt ook de fractie gebonden aan DOM belangrijk.
Het concentratieverloop van chroom in functie van de diepte is analoog in serre- en
veldomstandigheden (Figuur 24 en Tabel 28). Boven de grondwatertafel ligt de concentratie
beduidend lager dan eronder. Over het algemeen worden er hogere concentraties opgemeten
in de serre dan in het veld. In Bornem is er een maximaal verschil tussen veld- en serremeting
van 4.2 µg LP
-1.
Voor cadmium worden zowel in de serre- als veldproef de hoogste gehaltes in de
bodemoplossing teruggevonden in de grond van Lillo (Figuur 23 en Tabel 28). In de
serremetingen liggen de gehalten over het algemeen lager dan in de veldmetingen. Voor beide
metingen is bovendien de positie van de grondwatertafel duidelijk zichtbaar in het verloop
van de Cd concentratie in de diepte. Het speciatiebeeld van cadmium toont dat Cd vooral aan
Cl- zal gecomplexeerd zijn in de bodemoplossing van sedimenten afkomstig van
brakwaterschorren. Onder de grondwatertafel wordt in de serreproef echter ook de fractie
gebonden aan opgelost organisch materiaal aanzienlijk groot. Dit kan te wijten zijn aan het
feit dat er in het veldomstandigheden een lager TOC-gehalte werd opgemeten in vergelijking
met de serreproef.
Tussen de serre- en veldmetingen worden er aanzienlijke verschillen gevonden in
koperconcentratie in de rhizonextracten boven de grondwatertafel. In Lillo is de maximale
concentratie in het veld bijvoorbeeld gelijk aan 5 µg L-1; in de serreproef is dit gelijk aan 74
Bespreking 123
µg L-1. Dit groot verschil is vermoedelijk te wijten aan de hogere temperatuur in de serre,
waardoor er een snelle afbraak is van OM. Bij de afbraak van organisch materiaal, zal ook het
Cu eraan gebonden vrijgesteld worden (Verloo, 2004). De speciatiebeelden van Cu voor de
serre- en de vedmeting verschillen onderling weinig, met uitzondering van Kijkverdriet
(Figuur 35 en paragraaf 6.2.3.3). In Kijkverdriet is de oplosbare Cu-fractie in de serreproef
bijna volledig gecomplexeerd met DOM. In veldomstandigheden is Cu in de bodemoplossing
vooral gecomplexeerd met carbonaten. Er wordt hier ook geen DOM waargenomen in de
bodemoplossing.
6.2.4.2. Interpretatie
In de serreproef werd onder gecontroleerde omstandigheden gekeken wat de invloed van de
grondwaterstand zal zijn op de metaalmobiliteit. Er werd onder een constant hoge temperatuur
gewerkt waardoor er een hoge microbiële activiteit was. Dit had tot gevolg dat een aantal
reacties sneller doorgaan en de seizoenale schommelingen verwaarloosbaar waren (Gambrell,
1994). Hierdoor wordt wel een goed beeld bekomen van de potentiële mobiliteit bij
verschillende grondwaterstanden.
Bij de aanleg van gecontroleerde overstromingsgebieden in het kader van het Sigma-plan, kan
er aan de hand van de serreproef een inschatting gemaakt worden wat de invloed van een
GW-stijging of -daling zal zijn op de potentiële metaalmobiliteit op korte termijn. Het is
echter wel aangewezen om voor voorspellingen op lange termijn ook over een langere periode
te bemonsteren. Op langere termijn is ook te verwachten dat de oplosbaarheid van Fe, Mn en
Ni onder de grondwatertafel sterk zal beginnen dalen door vorming van metaalsulfiden en
door de daling van de vrijstelling uit Fe- en Mn-oxiden (Evans, 1989).
Uit de serreproef blijkt dat Cd, Zn en Cu in de bodem onder de grondwatertafel bijna volledig
geïmmobiliseerd zijn. Fe, Mn, Ni en Cr zijn meer oplosbaar onder de grondwatertafel dan
erboven. Op de schorren langs de Schelde worden vooral Cd-verontreinigingen aangetroffen
in de bodem (zie paragraaf 6.1.1.4). Aan de hand van de resultaten van de serreproef zou het
op korte termijn aangewezen zijn om de grondwatertafel zo hoog mogelijk te houden,
waardoor er lage concentraties aan cadmium in het poriënwater zullen teruggevonden worden.
De effecten van een reductie op langere termijn op de mobiliteit van cadmium zijn echter niet
bekend. Als het effectief zo is dat de daling van de cadmiumconcentratie te wijten is aan de
Bespreking 124
co-precipitatie met carbonaten of adsorptie aan organische liganden (Guo et al., 1997), dan
zou het kunnen zijn dat verdere reductie kan leiden tot nieuwe problemen. Bij een langdurige
reductie worden carbonaten sneller afgebroken dan bij een geoxideerde grond (Van Den Berg
& Loch, 2000). Dit is weliswaar een traag proces, maar op die manier zouden de
carbonaatgebonden cadmiumionen opnieuw vrijgesteld worden. Als de vrijgekomen
cadmiumionen echter snel genoeg omgevormd kunnen worden tot sulfiden, slaan ze neer en
zijn de cadmiumionen niet langer beschikbaar.
Door het werken onder gecontroleerde omstandigheden worden een aantal factoren
uitgesloten die ook een belangrijke invloed hebben op de metaalbeschikbaarheid. Bij elke
proefopstelling is het onmogelijk om de natuurlijke processen exact na te bootsen. Hierbij
werden factoren als neerslag, nutriënteninput, … uitgesloten. De invloed van de vegetatie op
de metaalmobiliteit werd ook niet in rekening gebracht. Het is echter geweten dat vegetatie
ervoor kan zorgen dat bij een hoge grondwaterstand er toch voldoende O2 aanwezig is in de
wortelzone tijdens het groeiseizoen (Verhoest, 2004). Hierdoor wijzigt ook de oxidatie-
reductietoestand van een bodem.
Uit onderzoek van Moore (1999) blijkt dat getijdenwerking ervoor zal zorgen dat er menging
is van het rivierwater en het bodemwater. Door de aanvoer van zuurstofrijk water kan er
opnieuw een verandering in oxidatie-reductietoestand zijn. Bovendien kunnen er nutriënten-
of metaalfluxen ontstaan van of naar de rivier toe.
Een laatste aandachtspunt is dat er in de serreproef gewerkt wordt met vaste
grondwaterstanden. In dit proces speelt vooral reductie. In schorren fluctueert de
grondwaterstand echter door seizoenale variaties en door de getijdenwerking. In werkelijkheid
zal er dus een combinatie van oxidatie en reductie zijn door schommeling van de
grondwatertafel. Het gedrag van metalen onder dit vochtregime werd hier niet onderzocht.
Wustenberghs (2004) vond dat afwisseling van anaërobe en aërobe omstandigheden zal leiden
tot verzuring van de bodem en daarmee gepaard een verhoogde mobiliteit.
Besluit 125
7. Besluit
Met dit onderzoek werd getracht een beter inzicht te krijgen in de potentiële metaalmobiliteit
in de sedimenten van de intergetijdenzones langs de Schelde. Bijzondere aandacht ging uit
naar de invloed van de hydrologie op de mobiliteit van metalen. Hiertoe werden zowel
veldmetingen als een experiment onder serrecondities uitgevoerd.
De metaalgehalten in de bodemoplossing correleerden voor geen enkel element significant
met de totaalgehalten in het vaste deel van het sediment en de verhouding uitwisselbare op
totaalgehalten.
De inschatting van de metaalmobiliteit gebeurde in deze studie op twee manieren. Ten eerste
werd de SEM/AVS ratio bepaald die informatie geeft over de potentiële mobiliteit. Een
tweede methode bestond uit het meten van de metaalconcentraties in het porïenwater met
behulp van rhizons. De SEM/AVS ratio wordt als een maat beschouwd voor de potentieel
biobeschikbare metaalfractie (Long, 1998). Bij vergelijking van de beide methoden bleek dat
op plaatsen waar het AVS-gehalte hoger was dan het SEM-gehalte, de metalen in
geïmmobiliseerde vorm in het sediment aanwezig waren. In het poriënwater werden zeer
geringe concentraties aangetroffen. Bij een SEM/AVS ratio hoger dan één is er een risico dat
de metalen mobiel worden of zijn. Er werd evenwel geen verhoogde metaalconcentratie
opgemeten in de rhizonextracten. Dit kan een indicatie zijn voor het feit dat de metalen onder
andere bindingsvormen in de bodem vastgelegd waren, zoals gebonden aan organisch
materiaal of carbonaten. Bij de SEM/AVS ratio wordt er in de beoordeling vanuit gegaan dat
metalen alleen onder de vorm van sulfiden in de bodem worden vastgelegd, waardoor er
fouten kunnen optreden bij de inschatting van metaalmobiliteit (Ankley et al., 1996). De
SEM/AVS is dus vooral een goede maat om de potentiële metaalmobiliteit in de bodem in te
schatten.
In veldomstandigheden werden voor het verloop van de metaalmobiliteit in de diepte drie
zones onderscheiden in functie van de grondwaterstand.
De eerste zone was deze boven de gemiddeld hoogste grondwaterstand en werd gekenmerkt
door een bijna permanent geoxideerd milieu. In de geoxideerde toplaag werden er voor Fe,
Mn, Ni, Cr en Cd lagere concentraties in het poriënwater aangetroffen in vergelijking met de
Besluit 126
onderliggende lagen, wat er op kan wijzen dat deze metalen onder de vorm van oxiden
geïmmobiliseerd waren in de bodem of ermee gecoprecipiteerd waren (Verloo, 2004). In de
schorren waar de grondwatertafel rond MV lag, was deze zone met verlaagde metaalmobiliteit
niet waarneembaar.
De tweede zone omvatte de laag tussen de gemiddelde hoogste en laagste grondwaterstand.
Dit was de zone waar de getijdenwerking meest invloed had. Door de afwisselende cycli van
overstromingen en drogere perioden, ontstonden er in de sedimenten oxidatie- en
reductieprocessen. De grootste seizoenale schommelingen in metaalmobiliteit waren in deze
zone waarneembaar.
De laatste zone was deze onder de gemiddelde laagste grondwaterstand en werd gekenmerkt
door permanent reducerende omstandigheden. In de onderste gereduceerd laag werden de
metalen vooral vastgelegd worden onder de vorm van sulfiden (Evans, 1989). Over het
algemeen werd er op een diepte van 90 cm onder MV lagere concentraties aan Ni, Cd en Cu
opgemeten dan in de bovenliggende lagen. Voor Fe en Mn werden deze concentratiedalingen
echter niet vastgesteld. Een mogelijke oorzaak hiervan is het hogere oplosbaarheidproduct
van Fe en Mn sulfiden.
Uit de serreproef bleek dat Cd, Zn en Cu in de bodem onder de grondwatertafel bijna volledig
geïmmobiliseerd waren. Fe, Mn, Ni en Cr waren meer oplosbaar onder de grondwatertafel
dan erboven. Na een bemonsteringsperiode van 6 maanden is er onder de grondwatertafel nog
steeds een grote vrijstelling van Fe, voor Mn was er reeds een daling in concentratie
merkbaar.
De speciatie van Fe en Mn in de bodem werd overwegend bepaald door de oxidatie-
reductietoestand. Voor de verdeling van Cr, Cd, Ni en Cu over de vloeibare en vaste fase
speelden echter ook nog andere bodemkarakteristieken een belangrijke rol. Voor Ni en Cd
werd in een verhoogde mobiliteit vastgesteld in brakwaterschorren in vergelijking met
zoetwaterschorren. Het speciatiebeeld bepaald door VMinteq bevestigde dat Ni en Cd in de
bodemoplossing vooral in deze schorren gecomplexeerd waren met Cl-. Bovendien speelden
een aantal bodemparameters ook een belangrijke rol in de oxidatie-reductietoestand van de
bodem. De bodemstructuur bepaalt de gasuitwisseling en de waterhuishouding van een bodem
(Hartmann, 2002). In minder kleiige bodems trad er sneller en dieper oxidatie op. Er werd
Besluit 127
voor geen enkel element een significante relatie gevonden met de pH van de bodem. De hoge,
stabiele pH-waarden van de schorren konden een bepalende factor zijn voor de relatief lage
mobiliteit van de metalen.
Bij de aanleg van gecontroleerde overstromingsgebieden in het kader van het Sigma-plan, kan
er aan de hand van de serreproef een inschatting gemaakt worden wat de invloed van een
GW-stijging of -daling zal zijn op de potentiële metaalmobiliteit op korte termijn. Op de
schorren langs de Schelde werden vooral Cd-verontreinigingen aangetroffen in de bodem.
Aan de hand van de resultaten van de serreproef zou het dan ook op korte termijn
aangewezen zijn om de grondwatertafel zo hoog mogelijk te houden, waardoor er lage
concentraties aan cadmium in het poriënwater zullen teruggevonden worden.
Voorstellen voor verder onderzoek:
Naast de grondwaterstanden zou het in de veldproef ook interessant zijn om ook de
redoxpotentialen op de verschillende diepten te meten zodat er een nog betere
inschatting kan gemaakt worden van de redoxomstandigheden.
Bemonstering over een langere tijdsperiode in veldomstandigheden, zodat ook het
effect van het groeiseizoen van de rietvegetatie op de metaalmobiliteit in rekening
kan gebracht worden.
Nagaan door middel van sequentiële extracties hoe de metalen over de
verschillende bodemlagen geïmmobiliseerd zijn, zodat er een betere inschatting
kan gemaakt worden van de fractonering van metalen in de vaste fase en welke
fractie het meest zorgt voor aanrijking naar de vloeibare fase.
Studie van de metaalmobiliteit in slikkegebieden, aangezien slikkegebieden door
hun lagere hoogteligging nog meer onderhevig zijn aan de getijdenwerking.
In de serreproef is het aangewezen om verder te blijven bemonsteren. Op het einde
van de bemonsteringsperiode was er nog steeds in het poriënwater een stijging van
Fe in de tijd waarneembaar, wat erop wijst dat er nog steeds vrijstelling is van Fe
door reductie van Fe-oxiden.
Invloed van de vegetatie op de metaalmobiliteit in de serreproef in rekening
brengen. Bij hoge grondwaterstanden kan vegetatie er voor zorgen dat er toch
voldoende O2 aanwezig is in de wortelzone tijdens het groeiseizoen.
Referentielijst 128
8. Referentielijst
Administratie Waterwegen en Zeewezen: intergetijdenboekje
www.awz.be (29 maart 2005)
ALLEN, H.E. (1993). The significance of trace metal speciation for water, sediment and soil
quality criteria and standards. The Science of the Total Environment, suppl., 23-45.
ALLEN, H.E., FU, G. & DENG, B. (1993). Analysis of acid volatile sulphide (AVS) and
simultaneously extracted metals (SEM) for the estimation of potential toxicity in aquatic
sediments. Environmental Toxicology and Chemistry, 12, 1441-1449.
ALLOWAY, B.J. (Ed.) (1993). Heavy metals in soils. Glasgow & London, Blackie, 330p.
ASWHORTH, D.J. & ALLOWAY, B.J. (2004). Soil mobility of sewage sludge-derived
dissolved organic matter, copper, nickel and zinc. Environmental Pollution, 127, 137-144.
ATTRILL, M.J. & THOMES, R.M. (1995). Heavy metal concentrations in sediment from the
Thames estuary, UK. Marine Pollution Bulletin, 30, 724-744.
BAEYENS, W., VAN ECK, B., LAMBERT, C., WOLLAST, R. & GOEYENS, L. (1998).
General description of the Scheldt estuary. Hydrobiologia, 366, 1-14.
BASTA, N.T. & TABATABAI, M.A. (1992). Effect of cropping systems on absorption of
metals by soils: II. Effect of pH. Soil science, 153, 195-204.
BENNETT, J. & CUBBAGE, J. (1992). Copper in sediments from Steilacoom Lake, Pierce
Country, Washington, Water Body No. WA-12-9080. Sediment Management Unit,
Washington Department of Ecology.
BOSTICK, B.C., HANSEL, C.M., LA FORCE, M.J. & FENDORF, S. (2001). Seasonal
fluctuations in zinc speciation within a contaminated wetland. Environmental Science &
Technology, 35, 3823-3829.
Referentielijst 129
BRÜMMER, G.W. (1986). Heavy metal species, Mobility and Availability in Soils. In:
Bernard, M., Brinckman, F.E. & Sadler, P.J. (Eds.) The importance of chemical speciation in
environmental processes. 169-192.
BUFFLAP, S.E. & ALLEN, H.E. (1995a) Comparison of pore water sampling techniques for
trace metals. Water Research, 29, 2051-2054.
BUFFLAP, S.E. & ALLEN, H.E. (1995b) Sediment pore water collection methods for trace
metal analysis: a review. Water Research, 29,165-177.
CHARLATCHKA, R. & CAMBIER, P. (2000). Influence of reducing conditions on
solubility of trace metals in contaminated soils. Water, Air and Soil Pollution, 118, 143-167.
CLAESSENS, J. & MEYVIS, L. (1994). Overzicht van de tijwaarnemingen in het
Zeescheldebekken gedurende het decennium 1981-1990. Ministerie van de Vlaamse
gemeenschap AWZ Afdeling Maritieme Schelde, Antwerpen.
CLAESSENS, J. (1988). Het hydraulisch regime van de Schelde. Water, 43, 163-169.
COMBER S.D.W., GUNN A.M. & WHALLEY C. (1995). Comparison of the Partitioning of
Trace Metals in the Humber and Mersey Estuaries. Marine Pollution Bulletin, 30, 851-860.
COTTENIE, A., VELGHE, G., VERLOO, M. & KIEKENS, L. (1982). Biological and
Analytical Aspects of Soil Polllution Ghent, Belgium: Laboratory of Analytical and
Agrochemistry, State University of Ghent.
DE GRAUWE, P. (2003). Biogeochemisch gedrag van Pb, Ni, en Zn in rietvelden langs de
oevers van de Schelde. Scriptie, Gent, Faculteit Landbouwkundige en toegepaste biologische
wetenschappen., Universiteit Gent, 143p.
DE MEYER, B. (2004). Seizoenale schommelingen van metaalmobiliteit in
intergetijdenzones van de Schelde. Scriptie, Gent, Faculteit Landbouwkundige en toegepaste
biologische wetenschappen., Universiteit Gent, 113p.
Referentielijst 130
DONER, H. (1978). Chloride as a factor in mobilities of Ni(II), Cu(II) and Cd(II) in soil. Soil
Science Society of America Journal, 42, 882-885.
DU LAING, G. (2000). Chemische fractionatie en biobeschikbaarheid van zware metalen in
oeversedimenten van de Schelde.Scriptie, Gent, Faculteit Landbouwkundige en toegepaste
biologische wetenschappen., Universiteit Gent, 137p.
ELLIOT, H.A., LIBERATI, M.R. & HUANG, C.P. (1986). Competitive adsorption of heavy
metals by soils. Journal of Environmental Quality, 15, 214-219.
ERIKSSON, J.E. (1989). The influence of pH, soil type and time on adsorption and uptake by
plants of Cd added to the soil. Water, Air and Soil Pollution, 48, 317-335.
ERNST, W.H.O. (1996). Bioavailibility of heavy metals and decontamination of soils by
plants. Applied Geochemistry, 11, 163-167.
EVANS, L.J. (1989). Chemistry of metal retention by soils. Environmental Science and
Technology, 23, 1046-1056.
FEIN, J.B., DAUGHNEY, C.J., YEE, N. & DAVIS, T.A. (1997). A chemical equilibrium
model for metal adsorption onto bacterial surfaces. Geochemica et Cosmochemica Acta, 61,
3319-3328.
GAMBRELL, R.P. (1994). Trace and toxic metals in wetlands – a review. Journal of
Environmental Quality, 23, 883-891.
GAMBRELL, R.P. & PATRICK, W.H. (1988). The influence of redox potential on the
environmental chemistry of contaminants in soils and sediments. Ecology of Wetlands, 319-
333.
GARCIA-MIRAGAYA, J. & PAGE, A.L. (1976). Influence on ionic strength and inorganic
complex formation on the sorption of trace amounts of Cd by montmorillonite. Soil Science
of America Journal, 40, 658-663.
Referentielijst 131
GEHRELS, H. (1999). Groundwater Level Fluctuations. Proefschrift, vrije universiteit
Amsterdam, 270p.
GROSSMAN, J. & UDLUFT, P. (1991). The extraction of soil water by the suction-cup
method: a review. Journal of Soil Science, 42, 83-93.
GUO, T., DELAUNE, R.D. & PATRICK, W.H.J. (1997). The influence of sediment redox
chemistry on chemically active forms of arsenic, cadmium, chromium, and zinc in estuarine
sediment. Environment International, 23, 305-316.
GUSTAFSSON, J. (2001). Modeling the acid-base propreties and metal complexation of
humic substances with the Stockholm Humic Model. Journal of Colloid and Interface
Science, 244, 102-112.
HARTMANN, R. (2002). Bodemfysica Toepassingen (cursusnota’s). Gent, Faculteit
Landbouwkundige en Toegepaste Biologische Wetenschappen, 254p.
HELIOS-RYBICKA, E., WILSON, M.J. & MCHARDY, W.J. (1994). Chemical and
mineralogical forms and mobilisation of Cu and Pb in soils from a Cu-smelting area in
Poland. Journal of Environmental Science and Health, A29, 531-546.
HOFMAN, G. (2001). Agrarische Bodemkunde. Cursusnota’s, Gent, Faculteit
Landbouwkundige en Toegepaste Biologische Wetenschappen, 207p.
HOWES, B.L. & GOEHRINGER, D.D. (1994). Porewater drainage and dissolved organic
carbon and nutrient losses through the intertidal creekbanks of a New England salt marsh,
Marine Ecology Progress Series, 114, 289–301.
HUGHES, C.E., BINNING, P. & WILLGOOSE, G.R. (1998). Characterisation of the
hydrology of an estuarine wetland. Journal of Hydrology, 211, 34-49.
JAPENGA, J., DOLFING, J. & RÖMKES, P.F.A.M. (1995). De invloed van opgelost
organisch materiaal in de bodemoplossing op de mobilisatie van contaminanten. Afdeling
Bodem- en Milieuchemie.
Referentielijst 132
JIN, C.H., ZENG, S.J., HE, Y.F., ZHOU, G.D. & ZHOU Z.X. (2005). Lead contamination in
tea garden soils and factors affecting its bioavailability. Chemosphere, 59, 1151-1159.
KASHEM, M.A. & SINGH, B.R. (2001). Metal availability in contaminated soils: I. Effects
of flooding and organic matter on changes in Eh, pH and solubility of Cd, Ni and Zn. Nutrient
Cycling in Agroecosystems, 61, 247-255.
KHATTAK, R.A., JARRELL, W.M. & PAGE, A.L. (1989). Mechanism of Native
Manganese Release in Salt-Treated Soils. Soil Science Society of America Journal, 53, 701-
705.
KNIGHT, B.P., CHAUDRI, A.M., MCGRATH, S.P. & GILLER, K.E. (1998). Determination
of chemical availability of cadmium and zinc in soils using inert soil moisture samplers.
Environmental Pollution, 99, 293-298.
KRISHNAMURTI, G..S.R., CIESLINSKI, G., HUANG, P.M. & VAN REES, K.C.J. (1997).
Kinetics of cadmium release from soils as influence by organic acids: Implication in cadmium
availibility. Journal of Environmental Quality, 26, 271-277.
LELOUP, E. & KONIETZKO, B. (1956). Recherches biologiques sur les eaux saumâtres du
Bas-Escaut. Verhandelingen van het Koninklijk Belgisch Instituut voor
Natuurwetenschappen, nr 132, 100p.
LEONARD, E. N., ANKLEY, G. T. & HOKE, R. A. (1996). Evaluation of metals in marine
and freshwater surficial sediments from the Environmental Monitoring and Assessment
Program relative to proposed sediment quality criteria for metals. Environmental Toxicolical
Chemistry, 15, 2221–2232.
LINDSAY, P. & BELL, F.G. (1997). Contaminated sediment in two United Kingdom
estuaries. Environmental and Engineering Geoscience. 3, 375-387.
LINDSAY, W.L. & NORVELL, W.A. (1978). Development of DPTA soil test for Zinc, Iron,
Manganese and Coper. Soil Science Society of America Journal, 42, 421-428.
Referentielijst 133
LONG, E. R., MACDONALD, D.D., CUBBAGE J.C. & INGERSOLL, C.G. (1998).
Predicting the toxicity of sediment-associated trace metals with simultaneously extracted trace
metal: acid volatile sulphide concentrations and dry weight-normalized concentrations: a
critical comparison. Environmental Toxicology and Chemistry, 17, 972-974.
LUO, Y., QIAO, X., SONG, J., CHRISTIE, P. & WONG, M. (2003). Use of a multi-layer
column device for study on leachability of nitrate in sludge-amended soils. Chemosphere, 52,
1483-1488.
MALDEGEM, D.C., MULDER, H.P.J. & LANGERAK, A. (1993). A Cohesive balance for
the Scheldt estuary. Netherlands Journal of aquatic ecology, 27, 247-256.
MARTINO M., TURNER A. EN NIMMO M. (2004). Distribution, speciation and particle-
water interactions of nickel in the Mersey Estuary, UK. Marine Chemistry, 88, 161– 177.
MASSCHELEYN, P.H., PARDUE, J.H., DE LAUNE, R.D., PATRICK, W.H. (1992).
Chromium redox chemistry in a Lower Missipi Valley bottomland hardwood wetland.
Environmental Science Technology, 26, 1217-1226.
MCLAUGHLIN, M.J., SMOLDERS, E. & MERCKX, R. (1998). Soil-root interface:
Physicochemical processes. In: Huang, P.M. (ed.), Soil Chemistry and Ecosystem Health. Soil
Science Society of America, Wisconsin, Madison.
MEIRE, P., HOFFMANN, M. & YSEBAERT, T. (1995). De Schelde, een stroom
natuurtalent. Instituut voor Natuurbehoud, Hasselt, 32 p.
MEIJERINK, S.V. (1995). Cooperation in River Basins; The Scheldt Case. Physics and
Chemistry of the Earth, 20, 215-220.
MITSCH, W.J. & GOSSELINK, J.G., (1993). Wetlands. Van Nostrand Reinhold, New York.
MOORE, J.W. (1991) Inorganic contaminants of surface water. Research and monitoring
priorities. Springer, New-York, 330p.
Referentielijst 134
MOORE, W.S. (1999). The subterranean estuary: a reaction zone of ground water and sea
water. Marine Chemistry, 65, 111-125.
MOORS, W. (2003). Biogeochemisch gedrag van Cd, Cu, en Cr in rietvelden langs de oevers
van de Schelde. Scriptie, Gent, Faculteit Landbouwkundige en toegepaste biologische
wetenschappen., Universiteit Gent, 144p.
NUTTLE, W.K.& HARVEY, J.W. (1988). Geomorphological controls on subsurface
transport in two salt marshes. In: Kustler, J.A., Brooks, G. (Eds.), Proceedings of the National
Wetland Symposium: Wetland Hydrology. Association of State Wetland Managers, New
York.
ORSON, R.A., WARREN, R.S. & NIERING, W.A. (1998). Interpreting sea-level rise and
rates of vertical marsh accretion in a southern New England tidal salt marsh. Estuarial Coastal
Shelf Science, 47, 419-429.
OTERO, X.L. & MACÍAS, F. (2002). Spatial and seasonal variation in heavy metals in
interstitial water of salt marh soils. Environmental Pollution, 120, 183-190.
PANTSAR-KALLIO, M., REINIKAINEN, S. & OKSANEN, M. (2001). Interactions of soil
components and their effects on speciation of chromium in soils. Analytica Chimica Acta,
439, 9–17.
PEAKALL, D. & BURGER, J. (2003). Methodologies for assessing exposure to metals:
speciation, bioavailability of metals and ecological host factors. Ecotoxicology and
Environmental Safety, 56, 110-121.
PETHICK, J.S. (1981). Long-term accretion rates on tidal salt marshes. Journal of Sediment.
Petrol., 51, 571-577.
PROKOP, Z., VANGHELUWE, M.L., VAN SPRANG, P.A., JANSSEN, C.R. &
HOLOUBEK, I. (2003). Mobility and toxicity of metals in sandy sediments deposited on land.
Ecotoxicology and Environmental Safety, 54, 65–73.
Referentielijst 135
PUEYO, M., LÓPEZ-SÁNCHEZ, J.F. & RAURET, G. (2003). Assessment of CaCl2, NaNO3
and NH4NO3 extraction procedures for the study of Cd, Cu, Pb and Zn extractability in
contaminated soils. Analytica Chimica Acta, 504, 217-226.
RIEUWERTS, J.S., THORNTON, I., FARAGO, M.E. & ASHMORE, M.R. (1998). Factors
influencing metal bioavaitability in soils: preliminary investigations for the development of a
critical loads approach for metals. Chemical speciation and Bioavialibility, 10, 83-94.
ROSS, D.A. (1995). Introduction to Oceanography. New York, Harper Collins, 236-242.
SAIZ-SALINAS, J.I., RUIZ, J.M. & FRANCES-ZUBILLAGA, G. (1996). Heavy metal
levels in intertidal sediments and biota from the Bidasoa estuary. Marine Pollution Bulletin,
32, 69-71.
SANTOS, I.R., SILVA-FILHO, E.V., SCHAEFER, C.E.G.R., ALBUQUERQUE-FILHO,
M.R. & CAMPOS, L.S. (2005). Heavy metal contamination in coastal sediments and soils
near the Brazilian Antarctic Station, King George Island. Marine Pollution Bulletin , 50, 185-
194.
SIMPSON, S.L., APTE, S.C. & BATLEY, G.E. (1998). Effects of short-term resuspension
events on trace elements on trace metal speciation in polluted anoxic sediments.
Environmental Science and Technology, 32, 620-625.
SMITH, J. M. & FREY, R. W. (1985). Biodeposition by the ribbed mussel, Geukensia
demissa in a salt marsh, Sapelo island, Georgia. Journal of Sedimentary Petrology, 55, 817-
828.
SPENCER, K.L., CUNDY, A.W. & CROUDACE, I.W. (2002). Heavy metal distribution and
early-diagenesis in salt marsh sediments from the Medway Estuary, Kent, UK. Estuarine,
Coastal and Shelf Science, 57, 43–54.
TACK, F.M.G., CALLEWAERT, OW.J.J. & VERLOO, M.G. (1996). Metal solubility as a
function of pH in a contaminated, dredged sediment affected by oxidation. Environmental
Pollution, 91, 199-208.
Referentielijst 136
TACK, F.M.G., DEZILLIE, N. & VERLOO, M.G. (2002). Metal concentrations in soil paste
extracts as affected by extraction ratio. The Scientific World Journal, 2, 966-971.
TACK, F.M.G., LAPAUW, F. & VERLOO, M. (1997). Determination and fractionation of
sulphur in a contaminated dredged sediment. Talanta, 44, 2185-2192.
TACK, F.M.G. & VERLOO, M. (1996). Metal contents in stinging nettle (Urtica dioica L.) as
affected by soil characteristics. The science of the Total Environment, 192, 31-139.
TANJI, K.K., GAO, S., SCARDACI, S.C. & CHOW, A.T. (2003). Characterizing redox
status of paddy soils with incorporated rice straw. Geoderma, 114, 333-353.
TEMMERMAN, I. (1988). De Kwaliteit van het Scheldesediment. Water, 43, 200-204.
TEMMERMAN, S., GOVERS, G., MEIRE, P. & WARTEL, S. (2003). Modelling long-term
tidal marsh growth under changing tidal conditions and suspended sediment concentrations,
Scheldt estuary Belgium. Marine Geology, 193,151-169.
TESSIER, A., FORTIN, D., BELZILE, N., DEVITRE, R.R. & LEPPARD, G.G. (1996).
Metal sorption to diagenetic iron and manganese oxyhydroxides and associated organic
matter : Narrowing the gap between field and labaratory measurements. Geochimica et
Cosmochimica Acta, 60, 387-404.
TIPPING, E., RIEUWERTS, J., PAN, G., ASHMORE, M.R., LOFTS, S., HILL, M.T.R.,
FARAGO, M.E. & THORNTON, I. (2003). The solid-solution partitioning of heavy metals
(Cu, Zn, Cd, Pb) in upland soils of England and Wales. Environmental Pollution, 125, 213-
225.
VAN DAMME, S., MEIRE, P., MAECKELBERGHE, H., VERDIEVEL, M., BOURGOING,
L., TAVERNIERS, E., YSEBAERT, T. & WATTEL, G. (1995). De waterkwaliteit van de
zeeschelde: evolutie van de voorbije dertig jaar. Water, 85, 244-256.
Referentielijst 137
VANDECASTEELE, B., DE VOS, B. & TACK, F.M.G. (2003). Temporal-spatial trends in
heavy metal contents in sediment-derived soils along the Sea Scheldt river (Belgium).
Environmental Pollution, 122, 7-18.
VANDECASTEELE, B. & DE VOS, B. (2003). Relationship between soil texture fractions
determined by the sievepipette method and laser diffractometry. Instituut voor Bosbouw en
Wildbeheer, IBW Bb R 2003.010.
VAN DE HOOP, M.A.G.T., DEN HOLLANDER, H.A. & KERDIJK, H.N. (1997). Spatial
and seasonal variations of acid volatile sulphide (AVS) and simultaneously extracted metals
(SEM) in Dutch marine and freshwater sediments. Chemosphere, 35, 2307-2316.
VAN DE HOOP, M.A.G.T., PEIJENBURG, W., SIJM, D., VAN DEN BERG, G., VAN DER
HEIJDT, L. & ZWOLSMAN, J. (2000). Acid Volatile Sulfide (AVS) als instrument bij de
risicobeoordeling van waterbodems. RIVM rapport 607220 003, Rijksinstituut voor
Volksgezondheid en Milieu, Dordrecht.
VAN DEN BERG, G.A. & LOCH, J.P.G. (2000). Decalcification of soils subject to periodic
waterlogging. European Journal of Soil Science, 51, 27-33.
VAN DEN BERG, G.A., LOCH, J.P.G., VAN DER HEIJDT, L.M. & ZWOLSMAN, J.J.G.
(1999). Mobilisation of heavy metals in contaminated sediments in the river Meuse, the
Netherlands. Water, Air, and Soil Pollution, 116, 567-586.
VANDENBUSSCHE, V., T’JOLLYN, F. , ZWAENEPOEL, A., VAN DEN BALCK, E. &
HOFFMANN, M. (2002). Systematiek van natuurtypen voor de biotopen heide, moeras, duin,
slik en schor: Deel 5: Slik en schor. Verslag van het Instituut voor Natuurbehoud 2002.16.
VANGHELUWE, M.L., HEIJERICK, D.G., VERDONCK, F.A.M., DE COOMAN, W.,
VAN SPRANG, P.A. & JANSSEN, C.R. (2004). Development of a probalistic SEM-AVS
model for the regional assessement of metal bioavailability in sediments, a case study:
Flanders (Belgium) (poster). 14th Annual Meeting of Society for Environmental Toxicology
and Chemistry. Prague, 18-22 april 2004.
Referentielijst 138
VAN RANST, E., VERLOO, M., DEMEYER, A. & PAUWELS, J.M. (1999). Manual for the
Soil Chemistry and Fertilility Laboratory. Gent, University of Ghent, 243p.
VANREUSEL, A. & COPPEJANS, E. (2003). Kustecosystemen (cursusnota’s). Gent,
Faculteit Wetenschappen, Universiteit Gent, 175p.
VAN RYSSEN, R., LEERMAKERS, M. & BAEYENS, W. (1996). De mobiliteit van
sporemetalen in onderwaterbodems in Vlaanderen. Water, 89, 190-195.
VERHOEST, N. (2004). Groundwaterflow and modeling (cursusnota’s). Gent, Faculteit
Landbouwkundige en Toegepaste biologische wetenschappen, Universiteit Gent, 249p.
VERLOO, M. (1974). Komplexvorming van sporenelementen met organische
bodemcomponenten. Doctoraatthesis, Gent, Faculteit Landbouwkundige en Toegepaste
biologische wetenschappen, Rijksuniversiteit Gent.
VERLOO, M. (2004). Ecochemie van de zware metalen (cursusnota’s). Gent, Faculteit
Landbouwkundige en Toegepaste biologische wetenschappen, Universiteit Gent, 147p.
VERLOO, M. & COTTENIE, A. (1985). Influence of redoxpotential and pH on the transfer
of heavy metals from the solid to the liquid phase in river sediments. Mededelingen Faculteit
Landbouwkundige en Toegepaste Biologische Wetenschappen, Universiteit Gent, 50, 47-53.
VLAREBO, 1996. Besluit van de Vlaamse regering houdende vaststelling van het Vlaamse
reglement betreffende de bodemsanering. Belgisch staatsblad, 27 maart 1996.
YANG, S.L. (1999). Sedimentation on a Growing Intertidal Island in the Yangtze River
Mouth. Estuarine, Coastal and Shelf Science , 49, 401-410.
YU, K.C., TSAI, L., CHEN, S. & HO, S. (2001). Chemical binding of heavy metals in anoxic
river sediments . Water Research, 35, 4086-4094.
WIENK, L.D., VERHOEVEN, J.T.A., COOPS, H. & PORTIELJE, R. (2000). Peilbeheer en
Nutriënten. RIZA rapport 2000.012.
Referentielijst 139
WILLIAMS, H. F. L. & HAMILTON, T. S. (1995). Sedimentary dynamics of an eroding
tidal marsh derived from stratigraphic records of 137Cs fallout, Fraser Delta, British
Columbia, Canada. Journal of Coastal Research, 11, 1145-1156.
WUSTENBERGHS, J. (2004). Mobilisatiekinetiek van zware metalen in
overstromingsgebieden onder invloed van gewijzigde redoxcondities en textuur. Scriptie,
Gent, Faculteit Landbouwkundige en toegepaste biologische wetenschappen., Universiteit
Gent, 130p.
ZSOLNAY, A. (2003). Dissolved organic matter: artefacts, definitions, and functions.
Geoderma, 113, 187-209.
ZUMDAHL, S.S. (1992). Chemical Principles. Lexington, D.C. Heath and Company, 993p.
ZWOLSMAN, J. J. G., VAN ECK, G. T. M. & BURGE, G. (1996). Spatial and Temporal
Distribution of Trace Metals in Sediments from the Scheldt Estuary, South-west Netherlands.
Estuarine, Coastal and Shelf Science, 43, 55–79.
Bijlagen 140
9. Bijlagen
Bijlage 1: Gemiddelde met standaarddeviatie van de bodemeigenschappen op de 13 bemonsteringsplaatsen voor vier
verschillende bemonsteringsdieptes (10-30-60-90 cm onder MV): pH, elektrische conductiviteit (EC), CaCO3-gehalte,
chloridenconcentratie, OM- gehalte en kationenuitwisselingscapaciteit (CEC)
pH EC Chloriden CaCO3 OM CEC (µS cm-1) (g Cl- kg-1 DS) (%) (%) (cmol(+) kg-1 DS)
Doel A gem 7.79 2620 2.92 12.7 10.9 13.5 stdev 0.06 86.6 0.189 2.29 1.27 Doel B gem 7.74 3127 3.70 7.42 10.6 12.9 stdev 0.20 225 0.295 0.793 1.33 Doel C gem 7.50 3500 4.75 2.50 9.87 17.4 stdev 0.15 764 0.762 0.658 2.78 Lillo gem 7.63 4810 3.35 6.20 17.2 25.7 stdev 0.07 462 2.79 1.03 5.56 Sint-Anna gem 7.89 1108 1.10 7.37 7.19 5.22 stdev 0.15 580 0.692 0.243 3.85 Galgenweel gem 7.40 2210 2.65 7.87 20.9 41.6 stdev 0.04 28.3 0.305 0.502 0.464 Kruibeke gem 7.49 1394 0.972 17.7 15.7 27.5 stdev 0.23 32.4 0.283 0.637 1.00 Bazel gem 7.36 938 0.720 4.51 13.6 21.4 stdev 0.12 35.9 0.079 2.63 2.00 Rupelmonde gem 7.56 292 0.141 10.9 4.67 11.6 stdev 0.11 28.9 0.009 0.345 0.754 Kijkverdriet gem 7.44 1061 0.547 11.7 25.4 42.1 stdev 0.04 100 0.018 0.862 1.51 Bornem gem 7.45 664 0.220 3.89 15.3 33.3 stdev 0.06 30.7 0.026 0.403 1.06 Kramp gem 7.72 392 0.020 13.3 15.1 27.5 stdev 0.04 37.8 0.034 0.123 1.42 Konkelschoor gem 7.59 417 0.042 11.4 14.9 35.2
stdev 0.08 34.1 0.002 0.666 0.281
Doel A gem 7.92 2214 2.29 11.7 10.6 11.4 stdev 0.09 336 0.362 2.18 1.94 Doel B gem 8.04 2757 3.13 4.86 8.58 11.5 stdev 0.02 280 0.260 0.661 2.53 Doel C gem 7.90 2225 3.19 1.82 3.68 12.0 stdev 0.06 226 0.146 0.515 0.99 Lillo gem 7.55 5077 6.19 7.15 16.9 31.5 stdev 0.10 866 1.56 0.757 1.42 Sint-Anna gem 7.86 1324 1.27 5.84 4.95 8.48 stdev 0.16 549 0.520 1.71 3.58 Galgenweel gem 7.51 2520 2.89 8.31 19.1 44.1 stdev 0.06 200 0.258 0.168 0.20 Kruibeke gem 7.82 921 0.643 6.66 11.1 20.5 stdev 0.07 84.7 0.068 2.12 0.98 Bazel gem 7.75 476 0.231 3.64 5.83 9.98 stdev 0.18 69.2 0.034 0.511 1.97 Rupelmonde gem 8.16 209 0.113 8.71 2.96 6.80 stdev 0.10 29.1 0.022 0.273 0.32 Kijkverdriet gem 7.36 1263 0.611 6.25 22.4 35.2 stdev 0.10 38.6 0.033 1.50 2.80 Bornem gem 7.39 827 0.299 2.71 16.4 39.5 stdev 0.06 60.1 0.015 0.713 2.28 Kramp gem 7.77 354 ND 12.4 11.1 26.4 stdev 0.06 74.4 ND 0.713 0.44 Konkelschoor gem 7.55 933 0.014 11.6 15.6 32.6
stdev 0.06 189 0.019 0.714 0.351
10 cm
30 cm
Bijlagen 141
pH EC Chloriden CaCO3 OM CEC (µS cm-1) (g Cl- kg-1 DS) (%) (%) (cmol(+) kg-1 DS)
Doel A gem 7.99 2230 1.92 9.60 11.3 11.4 stdev 0.07 197 0.716 1.05 1.44 Doel B gem 8.08 2923 2.49 3.78 8.19 12.0 stdev 0.04 108 1.12 0.575 0.316 Doel C gem 7.99 2843 3.82 2.15 5.25 9.78 stdev 0.08 518 0.522 0.383 1.25 Lillo gem 7.76 4140 4.94 9.07 14.8 26.9 stdev 0.13 747 1.13 1.11 1.73 Sint-Anna gem 7.56 2393 2.04 6.44 9.94 19.8 stdev 0.03 325 0.359 0.949 3.73 Galgenweel gem 7.58 2167 3.37 8.23 18.8 39.0 stdev 0.12 271 0.137 1.14 0.810 Kruibeke gem 7.94 711 0.333 8.15 8.98 21.4 stdev 0.04 66.8 0.081 1.48 0.252 Bazel gem 7.85 351 0.110 7.77 3.82 7.44 stdev 0.12 25.5 0.009 2.43 1.32 Rupelmonde gem 8.04 269 0.127 9.47 2.40 7.06 stdev 0.11 15.1 0.006 0.512 0.223 Kijkverdriet gem 7.47 1346 0.587 6.02 20.8 37.3 stdev 0.01 104 0.047 1.65 0.590 Bornem gem 7.64 1068 0.272 5.78 15.3 30.4 stdev 0.08 53.9 0.037 0.420 0.149 Kramp gem 7.54 689 0.020 10.1 14.5 31.1 stdev 0.02 24.9 0.034 0.635 0.158 Konkelschoor gem 7.43 949 0.017 12.0 15.5 29.8 stdev 0.11 75.2 0.017 1.13 0.183
Doel A gem 8.09 2527 2.40 11.6 8.01 9.68 stdev 0.05 376 0.354 0.720 0.451 Doel B gem 8.03 3010 3.04 2.95 8.44 13.3 stdev 0.06 355 0.673 0.581 1.66 Doel C gem 7.93 3903 5.01 2.73 10.4 18.9 stdev 0.09 412 0.441 0.249 1.17 Lillo gem 7.87 3597 3.44 8.47 12.6 22.1 stdev 0.07 447 0.299 1.00 0.852 Sint-Anna gem 7.51 2710 2.76 6.77 13.0 25.2 stdev 0.02 173 0.164 1.62 1.06 Galgenweel gem 7.70 2270 2.53 5.63 14.4 39.4 stdev 0.06 178 0.058 0.930 0.776 Kruibeke gem 7.94 648 0.280 15.0 9.57 20.8 stdev 0.04 78.8 0.083 3.92 0.515 Bazel gem 7.95 299 0.075 8.39 2.97 4.94 stdev 0.02 37.6 0.009 0.797 0.222 Rupelmonde gem 7.95 342 0.130 11.0 2.21 4.88 stdev 0.02 52.4 0.020 1.27 0.131 Kijkverdriet gem 7.61 1133 0.164 11.2 13.9 23.3 stdev 0.08 65.1 0.151 1.44 0.464 Bornem gem 7.51 1027 0.213 11.9 13.6 26.0 stdev 0.11 70.6 0.065 1.41 0.265 Kramp gem 7.58 903 0.000 9.67 10.8 21.4 stdev 0.02 56.2 0.000 0.384 0.198 Konkelschoor gem 7.43 896 0.023 11.6 15.2 29.7 stdev 0.05 97.9 0.028 0.394 0.519
60 cm
90 cm
Bijlagen 142
Bijlage 2: Gemiddelde totaalgehalten (mg kg-1 DS) met standaarddeviatie aan cadmium, chroom, koper,
ijzer, mangaan, nikkel, lood en zink in de sedimenten over de verschillende diepten (10, 30, 60 en 90 cm)
Cd Cr Cu Fe Mn Ni Pb Zn 10 cm Doel A gem 2.50 50.5 29.0 21508 403 23.6 37.4 144 stdev 0.975 5.32 1.26 630 86.J 1.14 4.22 23.2 Doel B gem 1.94 54.4 30.1 21457 478 20.4 47.6 159 stdev 0.517 6.46 2.02 1569 97.3 1.40 9.59 38.3 Doel C gem 2.30 63.9 28.5 22205 513 21.6 48.7 169 stdev 0.706 15.7 12.3 5206 46.6 7.00 14.2 42.6 Lillo gem 4.42 68.6 77.4 27417 1134 28.1 88.5 362 stdev 0.787 4.80 9.51 2858 399 4.25 3.46 64.4 Sint Annastrand gem 2.58 42.9 24.0 16034 304 12.7 40.0 164 stdev 1.03 15.5 15.4 4326 205 6.12 17.4 72.9 Galgenweel gem 9.96 131 118 45149 1293 39.2 166 595 stdev 1.23 10.4 11.5 1400 48.6 3.38 12.1 31.7 Kruibeke gem 8.66 108 106 39024 1039 34.8 194 513 stdev 0.656 8.79 8.90 2113 31.6 2.88 24.2 48.6 Bazel gem 4.99 89.1 67.0 33999 761 27.8 95.8 430 stdev 0.290 4.78 5.03 3288 127 2.15 7.47 12.7 Rupelmonde gem 1.51 41.6 18.6 18063 294 15.0 107 183 stdev 0.371 4.43 4.11 1231 35.6 0.875 30.8 34.2 Kijkverdriet gem 10.2 134 111 38608 1770 45.5 158 611 stdev 1.38 5.01 4.52 1142 344 3.14 6.38 18.7 Bornem gem 5.25 102 86.4 36089 948 29.9 111 462 stdev 0.373 1.86 1.95 476 76.6 0.268 2.78 22.1 Kramp gem 2.40 51.4 32.5 11516 424 10.8 44.0 220 stdev 4.04 86.5 54.6 19263 708 18.2 74.0 378 Konkelschoor gem 5.96 161 96.1 35311 1285 32.6 127 598 stdev 0.275 0.527 0.906 1157 154 0.573 1.70 4.78 gem 4.82 84.6 63.4 28183 819 26.3 97. 3 354 stdv 3.08 39.7 37.5 10469 465 10.3 52.8 188 rsd 64 47 59 37 57 39 54 53 min 1.51 41.6 18.6 11516 294 10.8 37.4 144 max 10.2 161 118 45149 1770 45.5 194 611
Doel A gem 1.65 35.5 21.8 17676 263 22.3 22.0 81.4 stdev 0.615 4.03 4.48 2514 88.6 3.65 5.81 26.1 Doel B gem 2.13 54.6 27.3 19559 355 19.0 42.5 158 stdev 0.872 16.7 11.5 2592 63.4 4.48 17.2 42.9 Doel C gem 0.847 27.2 4.45 12893 136 10.5 12.3 46.8 stdev 0.240 3.66 1.48 1986 34.1 1.69 2.94 9.71 Lillo gem 7.88 126 192 39197 1216 42.9 265 893 stdev 0.914 17.7 87.8 4240 609 8.25 90.0 553 Sint -Annastrand gem 2.68 42.3 26.1 13955 150 11.7 40.5 164 stdev 1.65 20.8 21.3 5438 137 6.62 25.6 97.1 Galgenweel gem 23.4 226 146 52744 1255 52.2 264 815 stdev 2.33 10.4 11.6 1298 75/3 1.31 12.0 37.0 Kruibeke gem 13.1 116 95.1 39294 743 34.5 216 493 stdev 3.78 20.0 23.8 939 220 8.06 40.9 56.4 Bazel gem 2.94 54. 9 29.9 20815 266 17.0 97.8 306 stdev 0.892 9.14 10.4 1987 45.9 2.24 52.4 76.6 Rupelmonde gem 0.908 35.5 25.0 16497 232 14.9 441 200 stdev 0.165 1.91 16.1 1136 7.69 0.998 209 47.4 Kijkverdriet gem 32.2 234 200 45159 1238 63.1 264 975 stdev 3.87 8.62 15.7 3900 229 3.35 16.0 73.0 Bornem gem 6.56 121 109 38171 861 31.4 133 532 stdev 0.230 6.53 8.71 3696 109 0.654 6.38 12.7 Kramp gem 8.66 191 108 31170 1112 31.3 154 720 stdev 1.34 19.5 2.24 1649 98.4 1.45 7.46 47.3 Konkelschoor gem 6.51 202 123 33559 1561 33.4 132 657 stdev 0.113 6.78 4.34 744 61.9 0.081 2.93 5.13 gem 8.43 113 85.2 29284 722 29. 6 160 465 stdv 9.52 77.8 67.7 13133 511 16.0 126 326 rsd 112 69 79 45 71 54 78 70 min 0.847 27.2 4.45 12893 136 10.5 12.3 46.8 max 32.3 234 200 52744 1561 63.1 441 975
30 cm
Bijlagen 143
Cd Cr Cu Fe Mn Ni Pb Zn
Doel A gem 1.49 33.9 24.6 16614 234 22.3 25.3 94.8 stdev 0.233 3.53 3.54 1000 30 3.49 2.99 15.0 Doel B gem 3.57 75.0 40.6 24606 560 20.8 70.8 229 stdev 0.156 4.15 1.46 451 39 0.223 4.02 3.05 Doel C gem 3.20 58.6 25.5 18035 309 14.4 48.9 161 stdev 0.997 22.5 10.8 3486 72 3.16 20.8 57.5 Lillo gem 10.4 133 111 33397 467 30.5 192.8 663 stdev 1.98 26.1 18.9 3207 71 4.53 11.8 119 Sint Annastrand gem 9.42 113 99.2 25996 600 30.6 130 475 stdev 4.74 42.0 39.5 2789 217 9.84 55.2 187 Galgenweel gem 24.2 220 166 48692 452 36.7 274 853 stdev 5.40 13.9 11.1 5485 76 1.58 21.2 58.4 Kruibeke gem 5.15 73.2 41.1 36626 765 28.5 91.2 273 stdev 1.27 9.41 8.58 1253 92 2.46 25.3 57.4 Bazel gem 2.26 49.6 17.5 19179 266 14.4 47.3 245 stdev 1.05 14.5 9.46 1774 110 3.80 12.2 46.4 Rupelmonde gem 0.728 35.3 15.8 16899 208 15.7 264 172 stdev 0.066 2.30 2.36 1078 15 2.04 70.8 19.3 Kijkverdriet gem 23.8 295 165 51642 1244 48.6 270 947 stdev 4.37 19.1 7.56 2300 154 3.36 1.02 10.2 Bornem gem 20.3 210 197 39355 567 56.8 200 1017 stdev 3.81 19.0 10.7 684 52 6.82 12.6 70.3 Kramp gem 30.0 381 191 40891 1480 52.0 240 1385 stdev 1.06 9.14 1.86 1456 222 3.23 6.13 41.3 Konkelschoor gem 15.3 625 194 38419 1660 42.6 204 1202 stdev 5.39 333 27.1 2524 394 1.21 36.3 405 gem 11.0 177 99.2 31565 678 31.9 158 593 stdv 9.19 173 74.9 12161 482 14.6 93.0 443 rsd 84 97 76 39 71 46 59 75 min 0.728 33.9 15.8 16614 208 14.4 25.3 94.8 max 24.2 625 197 51642 1660 56.8 274 1385
Doel A gem 2.91 53.0 28.9 20008 342 19.6 41.9 164 stdev 0.921 10.0 5.24 1651 50.4 1.24 8.19 25.5 Doel B gem 3.50 78.7 43.0 24728 556 21.6 76.7 257 stdev 1.17 19.2 13.8 4474 185 4.02 20.9 59.7 Doel C gem 7.70 117 64.0 31333 788 26.8 104 327 stdev 0.814 18.3 6.22 2965 209 1.66 12.2 41.3 Lillo gem 5.51 86.6 82.7 32575 748 26.5 173 594 stdev 1.67 9.10 13.0 1318 122 2.45 21.5 38.5 Sint Annastrand gem 23.3 206 138 2765 534 41.7 215 708 stdev 1.29 17.2 6.56 131 105 0.788 14.2 30.3 Galgenweel gem 16.0 129 144 40175 418 33.6 269 834 stdev 5.90 0.671 9.89 3596 92 2.32 4.01 152 Kruibeke gem 8.68 98.4 72.5 36876 966 28.2 177 445 stdev 2.94 19.4 18.2 1978 57.6 1.57 43.3 68.3 Bazel gem 1.73 41.7 14.88 18266 203 14.6 42.5 230 stdev 0.101 0.646 1.93 1218 12.4 0.553 6.69 9.79 Rupelmonde gem 0.756 33.1 6.72 15447 201 12.3 56.0 107 stdev 0.069 3.29 0.315 531 5.69 1.97 9.70 5.54 Kijkverdriet gem 15.4 141 149 38296 895 31.1 267 838 stdev 1.67 9.56 7.79 2554 55.4 1.441 6.81 9.29 Bornem gem 38.0 234 222 43455 654 68.4 280 1203 stdev 1.16 6.67 2.49 2762 40.4 0.448 3.97 32.3 Kramp gem 14.8 374 118 30433 522 30.6 195 1058 stdev 1.07 30.0 10.1 294 12.4 3.29 7.78 88.6 Konkelschoor gem 18.0 780 171 38362 1625 41.4 215 1378 stdev 5.27 322 25.5 1333 247 2.21 30.0 375 gem 12.0 182 96.5 28671 650 30.5 163 626 stdv 10.5 202 66.1 11815 379 14.5 88.6 416 rsd 87.7 111 69 41 58 47 54 66 min 0.756 33.1 6.72 2765 201 12.3 41.9 107 max 38.0 780 222 43455 1625 68.4 280 1378
60 cm
90 cm
Bijlagen 144
Bijlage 3: Uitwisselbare gehalten (mg kg-1 DS) aan cadmium, chroom, koper, ijzer, mangaan, nikkel, lood
en zink in de sedimenten over de verschillende diepten (10, 30, 60 en 90 cm)- ND= Niet detecteerbaar
Cd Cr Cu Fe Mn Ni Pb Zn
Doel A 0.444 0.118 0.340 ND 9.24 0.185 0.050 6.14 Doel B 0.427 0.041 0.543 ND 14.6 0.176 0.136 6.53 Doel C 0.554 0.127 0.924 0.830 13.4 0.225 0.126 7.71 Lillo 0.899 0.098 1.93 1.90 14.7 0.492 0.403 16.5 Sint Anna 0.741 0.104 0.457 3.75 10.6 0.216 0.530 12.8 Galgenweel 1.74 0.078 1.71 1.87 8.47 0.523 0.393 19.1 Kruibeke 0.939 0.161 2.61 0.972 86.3 1.06 1.15 16.2 Bazel 0.828 0.081 1.37 0.423 24.0 0.604 0.192 13.2 Rupelmonde 0.513 0.046 0.437 0.388 8.52 0.169 0.693 8.25 Kijkverdriet 0.538 0.232 1.13 1.77 121 1.33 0.960 11.5 Bornem 0.846 0.131 2.36 2.03 18.8 0.631 0.443 15.3 Kramp 1.40 0.195 1.94 2.16 24.6 0.507 0.538 23.9 Konkelschoor 1.01 0.186 1.80 1.23 18.7 0.440 0.650 19.7 gem 0.837 0.123 1.35 1.33 28.7 0.504 0.482 13.6 stdv 0.385 0.058 0.772 1.06 34.4 0.353 0.328 5.52 rsd 46 47 57 80 120 70 68 41
Doel A 0.270 0.012 0.100 ND 10.2 0.241 0.068 4.40 Doel B 0.298 0.055 0.371 ND 36.8 0.224 0.373 11.8 Doel C 0.179 0.086 0.093 0.497 14.9 0.155 0.148 2.60 Lillo 1.53 0.161 3.39 1.97 18.8 0.855 0.570 25.4 Sint Anna 0.667 0.096 0.669 2.04 13.1 0.429 0.655 14.7 Galgenweel 3.92 0.110 1.69 1.41 8.17 0.790 0.542 25.4 Kruibeke 1.67 0.155 1.93 0.113 76.5 0.759 2.27 19.2 Bazel 0.378 0.083 0.823 0.123 30.1 0.983 0.790 15.8 Rupelmonde 0.327 0.011 0.648 ND 6.91 0.170 3.30 8.54 Kijkverdriet 1.47 0.362 1.60 2.45 115 2.45 2.84 23.9 Bornem 0.418 0.172 1.67 1.76 24.2 0.658 0.499 9.02 Kramp 1.89 0.226 2.88 1.45 12.7 0.649 0.500 30.7 Konkelschoor 0.874 0.271 2.14 1.40 55.4 0.791 0.649 27.5 gem 1.07 0.138 1.40 1.02 32.5 0.704 1.02 16.8 stdv 1.05 0.102 1.05 0.914 32.1 0.598 1.06 9.25 rsd 98.2 74 75 90 99 85 104 55
Doel A 0.266 0.023 0.061 ND 19.0 0.266 0.150 7.47 Doel B 0.491 0.162 0.716 0.473 44.1 0.448 0.491 15.2 Doel C 0.709 0.177 0.596 0.480 43.8 0.457 0.524 21.4 Lillo 1.10 0.187 1.71 2.15 21.9 0.716 0.942 22.9 Sint Anna 1.64 0.249 2.10 2.50 30.4 1.04 1.63 38.3 Galgenweel 1.64 0.122 1.77 1.77 15.7 0.630 2.42 24.4 Kruibeke 0.501 0.060 0.652 ND 81.4 0.378 0.543 4.93 Bazel 0.254 0.074 0.315 ND 24.1 0.830 0.968 13.0 Rupelmonde 0.183 0.020 0.344 ND 14.1 0.109 2.60 6.29 Kijkverdriet 1.30 0.469 1.73 2.18 101 2.01 2.91 34.4 Bornem 1.68 0.291 2.07 1.34 41.9 3.39 2.22 51.1 Kramp 3.47 0.540 3.87 1.74 47.6 2.11 2.33 79.6 Konkelschoor 1.39 0.714 1.94 1.11 61.7 1.54 1.78 72.9 gem 1.13 0.238 1.38 1.06 42.1 1.07 1.50 30.2 stdv 0.903 0.214 1.06 0.945 26.4 0.947 0.941 24.5 rsd 80 90 77 89 63 88 63 81
Doel A 0.427 0.045 0.351 ND 32.9 0.397 0.268 15.7 Doel B 0.663 0.157 0.872 0.467 40.0 0.520 0.316 26.6 Doel C 1.01 0.273 0.979 1.46 44.8 0.910 1.52 23.2 Lillo 0.396 0.115 0.681 1.45 94.6 0.428 1.23 29.1 Sint Anna 3.41 0.474 2.53 1.90 28.3 1.51 2.83 47.4 Galgenweel 3.98 0.155 2.69 1.48 13.7 0.802 0.713 28.4 Kruibeke 1.16 0.158 1.63 ND 75.7 0.539 1.53 20.9 Bazel 0.168 0.059 0.141 ND 18.2 0.893 0.833 13.1 Rupelmonde 0.170 0.031 0.221 ND 26.0 0.154 0.855 5.30 Kijkverdriet 1.24 0.264 2.57 1.15 109 1.30 2.49 46.9 Bornem 4.16 0.291 1.685 0.992 47.7 6.28 1.91 95.3 Kramp 1.10 0.484 1.56 1.06 19.6 1.21 2.71 56.9 Konkelschoor 0.040 0.029 0.041 ND 2.66 0.051 0.052 2.71 gem 1.38 0.195 1.23 0.770 42.5 1.15 1.33 31.6 stdv 1.47 0.155 0.957 0.706 32.0 1.601 0.939 25.0 rsd 107 79 78 92 75 139 71 79
10 cm
30 cm
60 cm
90 cm
Bijlagen 145
Bijlage 4: Gemiddelde verschillen van de bodemparameters tussen de diepten bepaald door de Tuckey-toets en
het significantieniveau (p-waarde)
Verschil (mg kg-1 DS) p-waarde 10/30 cm 30/60 cm 60/90 cm CaCOB3B 0.031 2.07 -0.605 -1.41 CEC 0.425 Chloriden 0.968 Geleidbaarheid 0.937 OM 0.050 2.79 -0.655 1.11 pH 0.001 -0.179 0.006 -0.017 Zand 0.001 -18.8 9.09 0.623 Leem 0.001 7.71 0.279 -0.492 Klei 0.189
Bijlage 5: Pearson correlatie coëfficiënten tussen de afstand tot de monding en de bodemparameters (geleidbaarheid, pH, organisch materiaal, carbonaatgehalte, kationenuitwisselingscapaciteit, chloridengehalte, zand-, leem- en kleifractie)
Correlations
1.000 -.725** -.460** .247** .296** .417** -.731** -.284** .151 .415**. .000 .000 .002 .000 .000 .000 .000 .060 .000
156 155 154 155 154 156 156 156 156 154-.725** 1.000 .074 .207** -.226** .008 .904** -.048 .059 -.007.000 . .366 .010 .005 .925 .000 .550 .467 .935155 155 153 154 153 155 155 155 155 153
-.460** .074 1.000 -.699** -.001 -.670** .119 .609** -.456** -.621**.000 .366 . .000 .995 .000 .143 .000 .000 .000154 153 154 153 153 154 154 154 154 152.247** .207** -.699** 1.000 .047 .833** .109 -.605** .297** .782**.002 .010 .000 . .566 .000 .178 .000 .000 .000155 154 153 155 154 155 155 155 155 153.296** -.226** -.001 .047 1.000 .007 -.242** -.062 .017 .077.000 .005 .995 .566 . .931 .003 .444 .831 .344154 153 153 154 154 154 154 154 154 152.417** .008 -.670** .833** .007 1.000 -.013 -.653** .381** .871**.000 .925 .000 .000 .931 . .876 .000 .000 .000156 155 154 155 154 156 156 156 156 154
-.731** .904** .119 .109 -.242** -.013 1.000 .028 .055 -.087.000 .000 .143 .178 .003 .876 . .727 .499 .284156 155 154 155 154 156 156 156 156 154
-.284** -.048 .609** -.605** -.062 -.653** .028 1.000 -.784** -.857**.000 .550 .000 .000 .444 .000 .727 . .000 .000156 155 154 155 154 156 156 156 156 154.151 .059 -.456** .297** .017 .381** .055 -.784** 1.000 .504**.060 .467 .000 .000 .831 .000 .499 .000 . .000156 155 154 155 154 156 156 156 156 154.415** -.007 -.621** .782** .077 .871** -.087 -.857** .504** 1.000.000 .935 .000 .000 .344 .000 .284 .000 .000 .154 153 152 153 152 154 154 154 154 154
Pearson CorrelationSig. (2-tailed)NPearson CorrelationSig. (2-tailed)NPearson CorrelationSig. (2-tailed)NPearson CorrelationSig. (2-tailed)NPearson CorrelationSig. (2-tailed)NPearson CorrelationSig. (2-tailed)NPearson CorrelationSig. (2-tailed)NPearson CorrelationSig. (2-tailed)NPearson CorrelationSig. (2-tailed)NPearson CorrelationSig. (2-tailed)N
AFSTAND
GELEIDB
PH
OM
CACO3
CEC
chloriden
ZAND
LEEM
KLEI
AFSTAND GELEIDB PH OM CACO3 CEC chloriden ZAND LEEM KLEI
Correlation is significant at the 0.01 level (2-tailed).**.
Bijlage 6: Gemiddelde verschillen (mg kg-1 DS) in totaalgehalten van metalen over de verschillende diepten
bepaald door de Tuckey-toets en het significantieniveau (p-waarde)
Verschil (mg kg-1 DS) p-waarde 10/30 cm 30/60 cm 60/90 cm Cd 0.003 -3.35 -2.56 -1.04 Cr 0.011 -23.6 -64.4 -5.45 Cu 0.077 Fe 0.718 Mn 0.215 Ni 0.620 Pb 0.020 -57.9 1.97 -4.19 Zn 0.010 -91.5 -129 -33.0
Bijlagen 146
Bijlage 7: Pearson correlatie coëfficiënten tussen de totaalgehalten aan metalen en de afstand tot de
monding
Correlations
1.000 .365** .599** .523** .397** .539** .397** .403** .600**. .000 .000 .000 .000 .000 .000 .000 .000
156 154 154 153 154 154 154 154 154.365** 1.000 .598** .887** .631** .414** .881** .625** .824**.000 . .000 .000 .000 .000 .000 .000 .000154 154 154 153 154 154 154 154 154.599** .598** 1.000 .654** .450** .547** .552** .412** .816**.000 .000 . .000 .000 .000 .000 .000 .000154 154 154 153 154 154 154 154 154.523** .887** .654** 1.000 .761** .651** .922** .651** .919**.000 .000 .000 . .000 .000 .000 .000 .000153 153 153 153 153 153 153 153 153.397** .631** .450** .761** 1.000 .694** .749** .527** .679**.000 .000 .000 .000 . .000 .000 .000 .000154 154 154 153 154 154 154 154 154.539** .414** .547** .651** .694** 1.000 .641** .332** .596**.000 .000 .000 .000 .000 . .000 .000 .000154 154 154 153 154 154 154 154 154.397** .881** .552** .922** .749** .641** 1.000 .585** .829**.000 .000 .000 .000 .000 .000 . .000 .000154 154 154 153 154 154 154 154 154.403** .625** .412** .651** .527** .332** .585** 1.000 .655**.000 .000 .000 .000 .000 .000 .000 . .000154 154 154 153 154 154 154 154 154.600** .824** .816** .919** .679** .596** .829** .655** 1.000.000 .000 .000 .000 .000 .000 .000 .000 .154 154 154 153 154 154 154 154 154
Pearson CorrelationSig. (2-tailed)NPearson CorrelationSig. (2-tailed)NPearson CorrelationSig. (2-tailed)NPearson CorrelationSig. (2-tailed)NPearson CorrelationSig. (2-tailed)NPearson CorrelationSig. (2-tailed)NPearson CorrelationSig. (2-tailed)NPearson CorrelationSig. (2-tailed)NPearson CorrelationSig. (2-tailed)N
AFSTAND
CD_TOT
CR_TOT
CU_TOT
FE_TOT
MN_TOT
NI_TOT
PB_TOT
ZN_TOT
AFSTAND CD_TOT CR_TOT CU_TOT FE_TOT MN_TOT NI_TOT PB_TOT ZN_TOT
Correlation is significant at the 0.01 level (2-tailed).**.
Bijlage 8: Pearson correlatie coëfficiënten tussen de uitwisselbare gehalten aan metalen en de afstand tot
de monding
Correlations
1.000 .195* .434** .376** .153 .136 .278** .321** .373**. .015 .000 .000 .056 .090 .000 .000 .000
156 156 156 156 156 156 156 156 156.195* 1.000 .491** .698** .410** .042 .600** .344** .702**.015 . .000 .000 .000 .606 .000 .000 .000156 156 156 156 156 156 156 156 156.434** .491** 1.000 .592** .438** .416** .545** .559** .801**.000 .000 . .000 .000 .000 .000 .000 .000156 156 156 156 156 156 156 156 156.376** .698** .592** 1.000 .557** .218** .391** .352** .602**.000 .000 .000 . .000 .006 .000 .000 .000156 156 156 156 156 156 156 156 156.153 .410** .438** .557** 1.000 .115 .245** .197* .328**.056 .000 .000 .000 . .154 .002 .014 .000156 156 156 156 156 156 156 156 156.136 .042 .416** .218** .115 1.000 .356** .411** .259**.090 .606 .000 .006 .154 . .000 .000 .001156 156 156 156 156 156 156 156 156.278** .600** .545** .391** .245** .356** 1.000 .473** .789**.000 .000 .000 .000 .002 .000 . .000 .000156 156 156 156 156 156 156 156 156.321** .344** .559** .352** .197* .411** .473** 1.000 .531**.000 .000 .000 .000 .014 .000 .000 . .000156 156 156 156 156 156 156 156 156.373** .702** .801** .602** .328** .259** .789** .531** 1.000.000 .000 .000 .000 .000 .001 .000 .000 .156 156 156 156 156 156 156 156 156
Pearson CorrelationSig. (2-tailed)NPearson CorrelationSig. (2-tailed)NPearson CorrelationSig. (2-tailed)NPearson CorrelationSig. (2-tailed)NPearson CorrelationSig. (2-tailed)NPearson CorrelationSig. (2-tailed)NPearson CorrelationSig. (2-tailed)NPearson CorrelationSig. (2-tailed)NPearson CorrelationSig. (2-tailed)N
AFSTAND
CD
CR
CU
FE
MN
NI
PB
ZN
AFSTAND CD CR CU FE MN NI PB ZN
Correlation is significant at the 0.05 level (2-tailed).*.
Correlation is significant at the 0.01 level (2-tailed).**.
Bijlagen 147
Bijlage 9: Gemiddelde verschillen (mg kg P
-1P DS) in uitwisselbare gehalten van metalen over de verschillende
diepten bepaald door de Tuckey-toets en het significantieniveau (p-waarde) bij de veldmetingen
Verschil (mg kgP
-1P DS)
p-waarde 10/ 30 cm 30/ 60 cm 60/ 90 cm Cd 0.145 Cr 0.001 -0.015 -0.099 0.043 Cu 0.844 Fe 0.035 0.352 -0.042 0.287 Mn 0.136 Ni 0.012 -0.192 -0.367 -0.082 Pb 2.55e-006 -0.522 -0.484 0.173 Zn 5.29e-006 -3.05 -13.2 -1.41
Bijlage 10: pH- waarden in het poriënwater van de 13 schorregebieden over de verschillende diepten (10, 30, 60
en 90 cm) bij bemonstering in oktober en maart
oktober maart
10 30 60 90 10 30 60 90
Doel A 7.39 6.91 6.84 6.96 7.89 7.73 7.69 7.56 Doel B 7.45 6.97 6.94 7.30 8.01 OW 7.33 7.47 Doel c 7.39 7.00 7.18 7.42 8.01 7.79 8.27 7.60 Lillo 8.46 7.62 8.05 7.68 8.00 7.80 6.91 7.17 Sint-Annastrand 8.37 7.52 7.85 7.96 OW 7.53 7.06 7.20 Galgenweel 8.35 7.96 7.81 8.11 7.53 7.43 6.99 6.88 Kruibeke 6.90 6.66 6.89 7.32 7.53 7.14 7.10 7.13 Bazel 7.47 OW 6.88 6.94 7.46 OW 7.50 7.52 Rupelmonde OW 7.46 6.85 7.09 OW 7.26 7.19 7.25 Kijkverdriet 7.37 7.38 7.24 7.09 7.13 7.01 6.89 6.93 Bornem 7.47 7.37 7.57 7.78 7.92 7.44 7.09 6.98 Kramp 8.14 7.52 8.22 8.29 8.00 7.33 OW 7.30 Konkelschoor 7.99 7.62 OW 7.31 7.60 7.39 OW 7.46 gem 7.73 7.33 7.36 7.48 7.73 7.44 7.27 7.27 stdv 0.51 0.37 0.51 0.44 0.30 0.26 0.41 0.24 rsd 7 5 7 6 4 3 6 3 min 6.90 6.66 6.84 6.94 7.13 7.01 6.89 6.88 max 8.46 7.96 8.22 8.29 8.01 7.80 8.27 7.60 Ow =Ontbrekende waarde
Bijlagen 148
Bijlage 11: TOC-gehalten (mg L-1) in het poriënwater van de 13 schorregebieden over de verschillende
diepten (10, 30, 60 en 90 cm) bij bemonstering in oktober en maart
oktober maart 10 30 60 90 10 30 60 90
Doel A 62.2 OW 15.8 17.3 54.6 127 129 152 Doel B 60.8 38.6 46.0 40.5 53.3 ND 163 253 Doel C 12.2 ND ND ND 57.1 134 169 257 Lillo 20.8 6.30 ND ND 49.6 100 162 167 Sint Annastrand 25.1 2.16 56.2 57.9 OW OW 113 160 Galgenweel 8.07 ND 7.2 3.15 68.3 5.67 36.9 4.00 Kruibeke 17.3 28.5 23.8 30.2 62.6 83.2 115 186 Bazel 2.16 32.5 42.1 17.8 87.6 OW OW 52.9 Rupelmonde 6.60 ND 9.5 13.6 OW 33.5 ND 61.4 Kijkverdriet 6.00 ND ND ND 21.8 20.0 129 136 Bornem OW ND ND ND 43.1 OW 84.9 97.5 Kramp 10.2 6.18 32.9 ND OW 11.1 OW 4.44 Konkelschoor 22.9 42.9 90.5 14.7 ND OW OW ND gem 21.2 13.1 24.9 15.0 49.8 57.2 110 118 stdv 20.1 17.1 27.7 18.3 24.3 54.0 55.7 89.2 rsd 95 131 111 122 49 94 51 76 min 2.16 ND ND ND ND ND ND ND max 62.2 42.9 90.5 57.9 87.6 134 169 257 Ow =Ontbrekende waarde; ND= niet detecteerbaar
Bijlage 12: Pearson correlatie coëfficiënten tussen de gehalten aan metalen in de rhizonextracten in
oktober en de afstand tot de monding
Correlations
1.000 .195* .434** .376** .153 .136 .278** .321** .373**. .015 .000 .000 .056 .090 .000 .000 .000
156 156 156 156 156 156 156 156 156.195* 1.000 .491** .698** .410** .042 .600** .344** .702**.015 . .000 .000 .000 .606 .000 .000 .000156 156 156 156 156 156 156 156 156.434** .491** 1.000 .592** .438** .416** .545** .559** .801**.000 .000 . .000 .000 .000 .000 .000 .000156 156 156 156 156 156 156 156 156.376** .698** .592** 1.000 .557** .218** .391** .352** .602**.000 .000 .000 . .000 .006 .000 .000 .000156 156 156 156 156 156 156 156 156.153 .410** .438** .557** 1.000 .115 .245** .197* .328**.056 .000 .000 .000 . .154 .002 .014 .000156 156 156 156 156 156 156 156 156.136 .042 .416** .218** .115 1.000 .356** .411** .259**.090 .606 .000 .006 .154 . .000 .000 .001156 156 156 156 156 156 156 156 156.278** .600** .545** .391** .245** .356** 1.000 .473** .789**.000 .000 .000 .000 .002 .000 . .000 .000156 156 156 156 156 156 156 156 156.321** .344** .559** .352** .197* .411** .473** 1.000 .531**.000 .000 .000 .000 .014 .000 .000 . .000156 156 156 156 156 156 156 156 156.373** .702** .801** .602** .328** .259** .789** .531** 1.000.000 .000 .000 .000 .000 .001 .000 .000 .156 156 156 156 156 156 156 156 156
Pearson CorrelationSig. (2-tailed)NPearson CorrelationSig. (2-tailed)NPearson CorrelationSig. (2-tailed)NPearson CorrelationSig. (2-tailed)NPearson CorrelationSig. (2-tailed)NPearson CorrelationSig. (2-tailed)NPearson CorrelationSig. (2-tailed)NPearson CorrelationSig. (2-tailed)NPearson CorrelationSig. (2-tailed)N
AFSTAND
CD
CR
CU
FE
MN
NI
PB
ZN
AFSTAND CD CR CU FE MN NI PB ZN
Correlation is significant at the 0.05 level (2-tailed).*.
Correlation is significant at the 0.01 level (2-tailed).**.
Bijlagen 149
Bijlage 13: Calcium-, kalium-, magnesium-, natriumgehalten en anorganisch koolstofgehalte (mg L-1) in
de rhizonextracten van de 13 schorregebieden over 4 verschillende diepten (10-30-60 en 90 cm onder MV)
bij bemonstering in oktober
Ca K Mg Na IC Al
Doel A 285 105 361 3107 79.6 0.054 Doel B 302 156 584 4452 52.3 0.054 Doel C 393 156 569 4593 135 0.060 Lillo 257 103 318 2614 90.7 0.083 Sint Annastrand 80.6 44.4 110 871 58.5 0.011 Galgenweel 132 38.3 83.2 729 50.9 0.042 Kruibeke 285 9.2 80.7 408 124 0.111 Bazel 222 19.3 61.7 398 59.1 0.083 Rupelmonde 161 32.7 36.3 214 30.3 0.029 Kijkverdriet 188 37.6 27.9 126 55.3 0.048 Bornem 114 46.4 21.0 157 15.4 OW Kramp 103 12.9 16.2 64.1 19.1 0.005 Konkelschoor 108 33.4 13.6 52.7 76.2 0.001
Doel A 733 125 522 4462 208 0.095 Doel B 561 132 639 5031 115 0.076 Doel C 669 121 572 4578 311 0.059 Lillo 382 132 456 3640 150 0.082 Sint Annastrand 402 48.7 277 1467 169 0.137 Galgenweel 315 41.4 149 1200 89.2 0.045 Kruibeke 355 17.5 85.4 344 153 0.072 Bazel 315 41.4 149 1200 152 0.072 Rupelmonde 343 12.8 47.3 325 89.1 0.062 Kijkverdriet 190 23.0 28.9 116 73.5 0.355 Bornem 165 49.9 23.9 70.4 36.4 0.112 Kramp 142 40.8 16.5 65.7 24.8 0.016 Konkelschoor 219 52.5 19.3 65.3 86.9 0.020
Doel A 716 129 476 4405 158 0.208 Doel B 661 132 658 5329 137 0.061 Doel C 814 123 606 4529 446 0.229 Lillo 664 82.4 434 2883 382 0.144 Sint Annastrand 532 60.1 227 1508 290 0.011 Galgenweel 394 26.7 139 1151 149 0.058 Kruibeke 339 8.30 88.4 410 156 0.099 Bazel 250 8.90 34.3 186 173 0.351 Rupelmonde 298 11.5 41.2 249 OW OW Kijkverdriet 193 13.0 32.3 109 83.7 0.072 Bornem 208 42.0 28.7 88.4 73.1 0.181 Kramp 196 12.2 22.2 52.4 112 OW Konkelschoor 260 34.2 24.6 56.3 167 OW
Doel A 713 121 455 4005 208 0.060 Doel B 957 118 631 4564 333 0.085 Doel C 880 116 599 3906 631 0.310 Lillo 621 90.1 444 2776 396 0.067 Sint Annastrand 518 50.0 205 1331 298 0.110 Galgenweel 434 30.4 167 726 188 0.065 Kruibeke 368 7.39 94.3 509 185 0.083 Bazel 241 12.6 31.3 161 160 0.106 Rupelmonde 354 10.8 45.8 255 124 0.086 Kijkverdriet 196 17.2 38.3 122 155 0.083 Bornem 173 18.3 25.8 78.3 76.4 0.028 Kramp 124 10.7 16.3 50.6 42.2 0.063 Konkelschoor 205 9.05 22.9 54.7 128 0.038
OW= ontbrekende waarde
10 cm
30 cm
60 cm
90 cm
Bijlagen 150
Bijlage 14: Calcium-, kalium-, magnesium-, natriumgehalten en anorganisch koolstofgehalte (mg L-1) in
de rhizonextracten van de serreproef over 4 verschillende diepten (10-30-60 en 90 cm onder MV) bij
bemonstering in oktober en februari
Oktober februari Ca K Mg Na IC Ca K Mg Na IC
Bornem 80 10 115 7.69 15.3 77.8 284 984 24.2 132 697 5.23 30 91 7.67 13.1 66.4 117 80 10.4 11.1 64.1 25.5 60 162 10.4 26.1 105 86.9 292 8.08 36.7 116 118 90 185 10.5 30.8 114 189 329 8.89 43.6 122 135 40 10 96.4 6.35 12.2 64.4 42.7 66.6 5.08 9.73 73.0 18.7 30 135 9.67 21.6 94.1 185 200 5.11 27.5 99.1 107 60 171 9.80 28.6 102 215 642 9.77 82.2 146 213 90 145 9.88 22.1 99.2 238 560 11.6 79.7 163 198 MV 10 197 16.8 36.1 117 405 222 1.02 36.5 85 139 30 172 10.5 28.2 121 271 596 11.5 83.2 185 309 60 179 17.4 30.5 113 230 603 10.7 88.5 184 306 90 184 10.1 31.8 116 211 399 8.03 59.0 121 283 Lillo 80 10 293 103.7 273 1499 71.3 430 83.5 394 3166 80.3 30 134 63.1 166 1160 20.0 224 61.2 226 1761 76.2 60 160 74.2 222 1437 153 180 59.7 203 1694 107 90 345 65.1 292 1603 56.8 481 66.9 469 2789 394 40 10 163 61.6 179 1442 25.0 437 90.0 416 3869 75.9 30 112 49.3 148 1096 32.4 204 59.7 230 2100 79.4 60 211 66.9 301 1636 86.1 439 57.0 392 2175 301 90 272 75.9 355 1967 210 511 68.1 461 2675 340 MV 10 150 28.2 165 703 117 283 16.9 227 1107 204 30 196 54.3 259 1202 251 394 54.4 361 1698 278 60 205 62.4 291 1439 134 431 60.0 405 1967 325 90 208 62.4 288 1511 127 418 61.3 418 2233 340 Konkelschoor 80 10 371 16.7 52.1 218 15.7 178 5.32 17.9 51.8 47.2 30 195 5.64 20.0 57.1 226 334 5.20 28.2 70.6 111 60 274 61.8 30.9 67.3 322 680 8.91 45.1 93.6 163 90 265 78.2 30.0 70.5 388 1047 7.57 63.4 106 92.6 40 10 499 11.9 36.0 86.3 54.0 OW OW OW OW OW 30 197 8.51 20.3 64.2 65.8 145 3.79 11.5 45.2 22.7 60 266 7.65 28.1 63.7 106 359 5.82 27.4 61.5 143 90 278 9.00 31.4 71.8 420 897 11.73 64.1 109 150 MV 10 260 4.60 33.1 87.8 196 276 0.345 26.7 67.5 181 30 260 6.98 30.5 75.9 212 737 7.55 59.7 98.0 318 60 255 7.32 29.3 71.1 168 644 8.05 53.2 87.0 321 90 287 7.57 32.2 64.3 166 711 8.90 50.6 84.3 349 Kijkverdriet 80 10 69.0 1.24 7.89 6.75 8.11 120 7.59 18.0 73.9 36 30 140 6.28 8.21 12.4 65.2 149 3.99 17.6 81.0 64 60 229 4.10 15.9 11.1 23.1 403 7.35 49.0 111 168 90 317 3.10 15.3 13.4 OW OW OW OW OW 182 40 10 OW OW OW OW 18.9 OW OW OW OW 38.6 30 195 1.42 7.6 6.2 11.5 642 3.62 49.2 126 61 60 276 2.49 12.8 9.5 15.3 610 6.97 73.3 148 98 90 240 2.73 10.3 8.2 21.3 619 8.62 88.1 227 117 MV 10 281 2.52 14.1 41.8 86.2 244 0.517 34.3 94 87 30 259 2.36 12.0 17.7 33.2 518 7.91 64.6 150 158 60 259 2.30 11.8 14.6 39.8 499 7.97 61.3 141 188 90 235 2.27 10.0 11.9 4.59 728 11.31 79.9 178 197
Bijlagen 151
Bespreking 152
