RIZA r a p p o r t n r . 9 7 . 0 9 8
Biotisch
Hollandsch Diep en
Dordtsche Biesbosch
Nader
O n d e r z o e k
Ministerie van Verkeer en Waterstaat
Directoraat-Generaal Rijkswaterstaat
Directie Zuid-Holland
RIZA
Ministerie van Verkeer en Waterstaat
Directoraat-Generaal Rijkswaterstaat
RIZA Rijksinstituut voor Integraal Zoetwaterbeheer en Afvalwaterbehandeling
Nader Onderzoek Zuidrand
Werkgroep Biotisch Effectonderzoek (BEO)
Biotisch effectonderzoek
Hollandsch
en
Dordtsche Biesbosch
nader onderzoek
waterbodemkwaliteit
RIZA rapport nr. 97.098
Auteur: PJ. den Besten
RIZA
Lelystad,
1997
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
Inhoud
Samenvatting 5
Voorwoord 9
1
Inleiding 11
1.1
1.3
Nader Onderzoek Zuidrand 11
O p z e t en doelstelling van het biotisch effectonderzoek
Samenstelling van het rapport 74
2
2.1
2.2
Methoden 75
Locatie-indeling
Uitgevoerde
2.3
2.4
analyses 20
Macrofauna-onderzoek 20
2.5
2.6
2.7
2.8
Bioassays 22
24
Voedselwebstudies en
Databeheer en gegevensanalyse
3
3.1
3.2
3.3
3.4
3.5
Resultaten en beoordeling huidige situatie 29
karakterisatie sediment 29
Macrofauna
30
Aalscholveronderzoek 32
Bioassays 32
34
4
4.1
4.2
Urgentiebepaling en afleiding risico-volgorde 43
Urgentie o p basis van risico's voor het ecosysteem 43
Risicovolgorde op basis van
( M C A ) 49
5
5.1
5.2
5.3
ontwikkeling en saneringseffect 53
Kwaliteit van het aangevoerde rivierslib 53
Kwaliteitsontwikkeling
55
Schattingen van
5.4
Toepassing M C A o m het saneringseffect te beoordelen 58
6
Discussie 67
7
Conclusies 69
8
Literatuur 77
12
75
18
25
28
56
Bijlagen
Begrippen Nader Onderzoek 81
Technische Rapportages onder verantwoordelijkheid van
werkgroep BEO 83
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep en
Dordtsche Biesbosch
Locaties en
Dordtsche Biesbosch 85
IV
in het Hollandsch Diep en de
in locaties in het Hollandsch Diep en de
Dordtsche Biesbosch 89
V
Resultaten Inventarisatie
en de Dordtsche Biesbosch 97
VI
Resultaten bioassays met sediment uit Hollandsch Diep en
Dordtsche Biesbosch 707
VII
Gehalten in biota 7 73
VIII
Resultaten en beoordeling Farao-berekeningen 725
IX
Toxic units 737
X
MCA-criteria voor deelaspecten ecosysteem 747
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep en
Dordtsche Biesbosch
in het Hollandsch Diep
In het kader van het Nader Onderzoek Hollandsch Diep en Dordtsche
Biesbosch is onderzoek uitgevoerd ter beoordeling van de risico's van
bodemverontreiniging voor het ecosysteem. Deze risicobeoordeling heeft
tot doel om de saneringsurgentie vast te stellen en een prognose te geven
van de verandering in risico's onder invloed van waterkwaliteitsverbetering
of saneringsingrepen.
Het Hollandsch Diep en de Dordtsche Biesbosch zijn opgedeeld in resp. 21
en 7 afzonderlijke locaties. Voor
locatie zijn de volgende onderzoeksonderdelen uitgevoerd:
Het verzamelen van veldgegevens. Dit onderdeel bestaat uit twee
soorten onderzoek:
inventarisaties van in de
voorkomende
en
metingen van
Bij de veldinventarisaties van de macrofauna is onderzocht of de
afwijkend zijn in opbouw (aantallen,
verhoudingen in aantallen tussen bepaalde diergroepen) ten opzichte
van de situatie in referentiegebieden.
Op basis van metingen van bioaccumulatieniveaus in
en
waterplanten zijn per locatie de risico's voor
van deze
voedselsoorten
vogels) beoordeeld.
2. Bioassays. De toxiciteit van waterbodem monsters is in het
in bioassays met
watervlooien en bacterien.
is getracht
te maken dat organismen in de waterbodem daadwerkelijk blootgesteld worden aan stoffen die (ook in de
veldsituatie) toxische effecten kunnen veroorzaken.
3. Chemische analyses van bodemmonsters en bioaccumulatieberekeningen. Om waargenomen effecten in bioassays te kunnen relateren aan
bodemverontreiniging, zijn in de waterbodemmonsters ook chemische
analyses uitgevoerd. Vervolgens is beoordeeld of op grand van de aantoxiciteit te verklaren is. Tevens zijn voor elke
locatie
uitgevoerd om de risico's te
schatten van doorgifte van contaminanten via andere schakels van de
voedselketen.
Een aantal onderzoeksonderdelen zijn uitgevoerd voor het deelgebied
(Hollandsch Diep of Dordtsche Biesbosch) in zijn geheel:
Bepaling van het
van Aalscholvers uit kolonies in de
Dordtsche Biesbosch en op de Ventjagersplaten, in het bijzonder van
vogels met voorkeur om te foerageren in het Hollandsch Diep.
Metingen van bioaccumulatieniveaus in
vissen, Aalscholvereieren en Aalscholverkuikens.
Voedselwebanalyses met daaraan gekoppeld bioaccumulatieberekeningen voor huidige en toekomstige situatie(s).
Bioaccumulatie-bioassays met oligochaeten (wormen) in sediment uit
Dordtsche Biesbosch.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep en
Dordtsche Biesbosch
Effecten op bodemorganismen (benthos)
de
locaties van het Hollandsch Diep is gevonden dat de
bodemmacrofaunagemeenschap ernstig verstoord is. Met name de dichtheden van chironomiden
zijn sterk verlaagd t.o.v. referenVaak wordt de macrofaunagemeenschap gedomineerd door
oligochaeten
Bijzondere
zoals haften,
steenvliegen en kokerjuffers, komen in het geheel niet voor. Vergelijkbare
resultaten zijn gevonden in delen van de Dordtsche Biesbosch die in direct
contact staan met het Hollandsch Diep.
de (zandige) oeverlocaties van
het Hollandsch Diep-Midden en Hollandsch Diep-West alsmede in de meer
stagnante delen van de Dordtsche Biesbosch werden matige effecten gevonden.
De bioassay-resultaten bevestigen het beeld van de veldinventarisatie:
effecten zijn vooral
in diepe locaties van het
Hollandsch Diep, in de oeverlocaties bij de uitloop van de Amer en in locaties in Dordtsche Biesbosch die direct in contact staan met het Hollandsch
Diep.
Risico's via
in de voedselketen
Uit de beoordeling van de
en berekende bioaccumulatieniveaus in de voedselketens komt naar voren dat visetende vogels, zoals
Aalscholvers, risico's kunnen ondervinden van bioaccumulatie. Met name
PCB's bepalen het risico.
1992 is als
het
bepaald
van 7 Aalscholverpaartjes van de kolonie in de Dordtsche Biesbosch, en
waarvan een of beide vogels frequent in het Hollandsch Diep hebben
gefoerageerd tijdens het
Deze paartjes hadden in
een
beduidend lager gemiddeld broedsucces dan Aalscholvers in referentiegebieden. In
is vastgesteld dat opgroeiende
uit deze
kolonie tot 10
hogere gehalten van cadmium, PCB's en organochloorbevatten dan kuikens uit referentiekolonies. Dit
onderzoek ondersteunt daarmee de
van de beoordeling van de
risico's die optreden via bioaccumulatie.
De accumulatie van cadmium levert met name risico's voor de voedselrelatie mossel-Kuifeend. Metingen in andere bodemorganismen (muggenlarven en oligochaeten) tonen verhoogde risico's voor doorvergiftiging met
cadmium, kwik en PCB's in vogels aan (voedselrelaties benthos-Steltloper
en benthos-vis-visetende vogels).
het in de oeverlocaties gevonden
Schedefonteinkruid zijn de gevonden gehalten cadmium en kwik dermate
hoog dat
van plantendelen risico oplevert voor plantenetende
vogels, zoals meerkoeten, kleine zwanen en
zwanen. Met sediment
uit twee locaties van de Dordtsche Biesbosch zijn ook
bioassays met oligochaeten uitgevoerd. Met deze bioassays is aangetoond
dat bodemorganismen daadwerkelijk contaminanten uit de vervuilde
waterbodem
De resultaten van dit aanvullende onderzoek wijzen verder uit dat er tussen meer stagnante en minder stagnante delen van
de Dordtsche Biesbosch geen verschillen waarneembaar zijn in de biologische beschikbaarheid van zware
PCB's, PAK's en organochloor-
Urgentiebepaling
het biotisch effectonderzoek is het urgentieoordeel opgesplitst in
twee deelvragen:
•
is er urgentie op grand van ernstige effecten op bodemorganismen?
•
is er urgentie vanwege ernstige risico's via accumulatie in de voedselketens?
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep en
Dordtsche Biesbosch
Urgentie op grand van effecten op bodemorganismen is geconcludeerd
wanneer effecten zijn gevonden in de veldinventarisatie die bevestigd worden door bioassayresultaten en verklaarbaar zijn op basis van de aanwezigheid van potentieel toxische stoffen in de toplaag van de bodem. Voor
Hollandsch Diep en Dordtsche Biesbosch geldt dat zware
(met
name cadmium, kwik,
nikkel, koper en zink) en PAK-verbindingen
(pyreen, benzo[a]pyreen, antraceen, fluorantheen, benzo[k]fluorantheen
en fenantreen) en
(bv. endrin)
voorkomen in concentraties die de
effecten kunnen verklaren. Op grand van deze criteria is urgentie geconcludeerd voor de
diepe locaties van het Hollandsch Diep en voor oeverlocaties in het oostedeel van het Hollandsch Diep
de uitloop van de Amer (Tabel 1).
Voor de Dordtsche Biesbosch geldt dat alleen de locaties 751 en 757 urgent
zijn op grand van effecten op bodemorganismen.
de locaties 752 - 755
is de
van de toplaag van het sediment wel voldoende hoog om ernstige effecten te verwachten, maar deze zijn niet gevonden
(Tabel 1).
Voor de afleiding van het locatiespecifieke urgentie-oordeel gericht op de
risico's van bioaccumulatie zijn naast metingen (zie hierboven) modelberekeningen van de
van cadmium, DDT + DDE en
(als gidsstof voor de
van PCB's met dioxine-achtige werking) gebruikt. Bovendien is in de
nagegaan of de bodem als
de belangrijkste bron van de in vogels
stoffen te beschouwen is. Cadmium-accumulatie leidt tot ernstige risico's voor benthos-etende vogels (bv. Kuifeend), echter ongeveer maar 45% van dit cadmium is
uit de waterbodem van Hollandsch Diep en Dordtsche Biesbosch.
De accumulatie van PCB's veroorzaakt met name in visetende vogels (bv.
Aalscholver, Fuut,
overschrijding van het
Voor PCB-153 kan
worden gemaakt dat meer dan 90% van
de stof afkomstig is uit de toplaag van vervuild sediment in het Hollandsch
Diep en de Dordtsche Biesbosch. Mede
op de hoogte van het gehalte
PCB-153 in het sediment ter plaatse, is urgentie geconcludeerd voor de
volgende locaties: de diepe locaties van het Hollandsch Diep
de locatie direct
van de Nieuwe Merwede, de ondiepe locaties
langs de zuidoever van het Hollandsch Diep-Oost, en de locaties 751, 752,
754 en 755 van de Dordtsche Biesbosch (Tabel 1).
Bij de afweging of het zinvol is om een locatie waarvoor urgentie is vastgesteld ook daadwerkelijk te saneren, zijn de volgende vragen van belang:
zijn bovenstrooms gelegen
voldoende gesaneerd, zodat het
dat vanaf nu sedimenteert minder risico's geeft;
hoe snel sedimenteert vers aangevoerd slib,
hoe snel zal de
toplaagkwaliteit zich zonder ingrijpen aanpassen aan de kwaliteit van
het aangevoerde rivierslib;
wat
in
van reductie van de risico's van
voor het
een saneringsingreep toe aan
autonome ontwikkeling (wat is het saneringseffect).
De verontreinigingsgraad en de toxiciteit van vers aangevoerd slib uit de
Rijn zijn de afgelopen jaren sterk gedaald t.o.v. de situatie in de 70-er jaren.
Ook voor
is een dalende trend in gehalten
en
in toxiciteit waargenomen, hoewel hier geldt dat nog
niet alle verlangde reducties in lozingen zijn gerealiseerd.
Verwacht wordt dat voor grote delen van het Hollandsch Diep een sanering
weinig toevoegt aan de autonome kwaliteitsverbetering.
de diepe
effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
ties van het Hollandsch Diep wordt de
waterbodem binnen
jaar
afgedekt met een tientallen centimeters dikke laag vers slib. Alleen voor de
locaties in de
en voor de diepe delen van het westelijk deel
van het Hollandsch Diep geldt dat de aanpassing te
is (geen
wezenlijke verbetering te verwachten van de toplaag binnen
jaar),
zodat sanering hier overwogen dient te worden. Ook voor de Dordtsche
Biesbosch geldt een trage aanpassing (meer tijd vergend dan
jaar) van
de toplaag aan de kwaliteit van het aangevoerde water, terwijl op zich die
kwaliteit inmiddels al wel sterk verbeterd is t.o.v. de vervuilde waterbodem
in dit deelgebied. Daarom wordt ook voor de Dordtsche Biesbosch aanbevolen om een sanering uit te voeren.
de voorkeursvariant voor een
saneringsingreep zijn de locaties in de Ameruitloop en zes locaties in de
Dordtsche Biesbosch opgenomen. Uitvoering van deze voorkeurs-saneringsvariant heeft op de
van
jaar dezelfde effectiviteit als het uitvoeren van een totale sanering van de twee deelgebieden.
De in dit onderzoek
gegevens maken een gedegen onderbouwing van het urgentieoordeel mogelijk. Gezien de
inspanning die
een sanering vereist, is zo'n gedegen onderbouwing van het urgentieoordeel een eerste noodzakelijke stap. Deze stap is niet alleen van belang voor
de beslissing om al dan niet verontreinigd sediment te
maar
ook is ook sturend voor het bepalen van de uiteindelijke doelstelling van de
sanering van het Hollandsch Diep en de Dordtsche Biesbosch.
Tabel 1
Resultaten urgentiebeoordeling voor
Hollandsch Diep en Dordtsche
Biesbosch.
Locatie
in bio-
benthos
assays
Dordtsche Biesbosch
751 (ondiep)
752 (ondiep)
753 (ondiep)
754 (ondiep)
755 (ondiep)
756 (ondiep)
757 (ondiep)
= ernstig
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
baarheid
Risico
Verklaar-
voor
baarheid
Urgent'
toppredatoren
Hollandsch Diep
651 (ondiep)
652 (ondiep)
653
654
655 (ondiep)
656 (ondiep)
657
658
659
660 (ondiep)
661
662
663
664 (ondiep)
665 (ondiep)
666
667
668 (ondiep)
669
670
671 (de havens)
en Dordtsche Biesbosch
Urgent?
Effecten
op
nee
<
+
+
-
+
t
+
+
+
+
+
1
-
-
+
+
:
+
+
•
t
T
+
+
ft
(
+
1
nee
ja
nee
ja
J<'
ja
nee
|a
ja
nee
nee
ja
|a
nee
t
+
+
±
+
|a
|a
±
+
|a
±
-
(ja)
1
1
•
•
ja
(ja)
ja
nee
ja
nee
+
+
|a
nee
ja
ja
ja
ja
nee
ja
ja
ja
nee
nee
ja
nee
ja
ja
ja
ja
nee
+
+
+
+
•
+
•
+
+
+
+
+
nee
nee
nee
ja
|a
|a
nee
nee
ja
nee
nee
ja
*
+
+
+
nee
nee
nee
ja
nee
ja
nee
ja
nee
nee
+
•
[a
ja
nee
nee
ja
ja
nee
nee
ja
ja
ja
nee
ja
+
+
nee
ja
nee
ja
nee
nee
|a
nee
nee
nee
nee
nee
* = matig risico/effect; - = geen/gering risico/effect
ja
nee
ja
ja
nee
Voorwoord
Voor u ligt het rapport van de werkgroep Biotisch Effectonderzoek (BEO)
over het Nader Onderzoek
in twee deelgebieden van
de Zuidrand van het Noordelijk Deltabekken: het Hollandsch Diep en de
Dordtsche Biesbosch. Dit rapport beschrijft het ecotoxicologisch onderzoek
dat is uitgevoerd in deze deelgebieden in de periode 1993-1995. Het
port
een geheel met het rapport over het Abiotisch Effectonderzoek
(AEO) en het Eindrapport van het Nader Onderzoek.
rapport ligt het accent op het gebruik van de
ter
beantwoording van de vragen van het Nader Onderzoek, terwijl het BEOen AEO-rapport meer in detail het uitgevoerde onderzoek beschrijven.
Het ecotoxicologisch onderzoek is uitgevoerd onder verantwoordelijkheid
van de werkgroep BEO, die resorteert onder de projectgroep Nader Onderzoek Zuidrand. Het werk is uitgevoerd in de
van een groot aantal
deelprojecten, die zijn uitbesteed aan diverse onderzoeksgroepen. De
begeleiding en rapportage van het onderzoek is gedaan door het RIZA. De
werkgroep BEO wil graag alle onderzoeksinstellingen die hebben bijgedragen aan dit werk hierbij bedanken.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
10
1
Inleiding
1.1
Nader Onderzoek Zuidrand
Ten behoeve van het Nader Onderzoek in de Zuidrand van het Noordelijk
Deltabekken wordt in elk deelgebied een uitgebreid onderzoek uitgevoerd
om de risico's van
te bepalen. Het in dit
port beschreven onderzoek
deel uit van de Nader Onderzoeken in
het Hollandsch Diep en de Dordtsche Biesbosch. Uit eerder onderzoek was
reeds naar voren gekomen dat grote delen van de waterbodem van het
Hollandsch Diep en de Dordtsche Biesbosch ernstig
zijn met
zware
en organische
(zie eindnota: [Den
Besten
In het Nader Onderzoek waterbodemverontreiniging
staan twee vragen centraal:
•
•
zijn de risico's van waterbodemverontreiniging dermate hoog, dat
gebiedsfuncties zijn aangetast, en zo ja;
wat het nut is van een eventuele saneringsingreep.
Aanzicht Hollandsch
met
onder de Dordtsche Biesbosch.
Foto M.
Omdat de risico's van waterbodemverontreiniging veelal afhangen van
locatie-specifieke
wordt binnen elk deelgbied nog verder
onderscheid gemaakt tussen locaties. Per locatie wordt nagegaan wat de
risico's en effecten zijn van de in de waterbodem aanwezige
gen. Bij de vraag of er wel of niet sprake is van saneringsurgentie wordt
nagegaan of er sprake is van functie-aantasting vanwege ernstige effecten
en/of risico's veroorzaakt door
Bij de risicoanalyses wordt onderscheid gemaakt tussen de hoofdaspecten humane risico's, risico's voor het
en de risico's dat
zich
verder verspreiden in het milieu. De
van de urgentiebepaling is
Bijlage wordt een
gegeven van de
begrippen die in het
Nader Onderzoek en in het Biotisch Effectonderzoek zijn gehanteerd.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
beschreven in de eindnota van het nader onderzoek Hollandsch Diep en
Dordtsche Biesbosch. De nu voorliggende rapportage beschrijft de opzet en
de resulaten van het biotisch effectonderzoek dat is uitgevoerd voor de bepaling van de risico's van waterbodemverontreiniging voor het ecosysteem.
Het onderzoek is uitgevoerd onder verantwoordelijkheid van de werkgroep
Biotisch Effectonderzoek (BEO).
1.2
Doelstelling en opzet van het biotisch effectonderzoek
De opzet van het Nader Onderzoek is dat elk deelgebied wordt ingedeeld
in eenheden (locaties) die zoveel mogelijk als homogeen zijn te beschouwen t.a.v. een aantal relevante aspecten. Vervolgens wordt per locatie de
ernst van de
en de saneringsurgentie bepaald. De indeling
in locaties wordt gemaakt aan de hand van de volgende criteria:
functies, waaronder de functie natuur, maar ook bv. gebruik als
haven of als baggerstortlocatie;
diepte, met name in relatie tot ecologische functies;
type sediment in de toplaag;
bodemopbouw (dikte van de lagen
slib);
bestaande indelingen binnen water- en
Op grand van de aanwezigheid van contaminanten in concentraties boven
de interventiewaarde is voor elk van de locaties vastgesteld dat het gaat
om een geval van ernstige bodemverontreiniging in de zin van de wet
[VROM,
De gegevens die aan deze constatering ten grondslag liggen, zijn opgenomen in de eindnota [Den Besten ef
al., 1997]. Het in dit rapport beschreven onderzoek moet uitwijzen of de
aanwezigheid van
ook daadwerkelijk risico's inhoudt voor het ecosysteem die leiden tot het oordeel: "urgent geval van
bodemverontreiniging".
Voor het onderzoek in het eerste onderzochte deelgebied van de Zuidrand,
de Nieuwe Merwede, zijn een groot aantal parameters geselecteerd die
verschillende ecotoxicologische aspecten beschrijven. Deze parameters zijn
ook voor het Hollandsch Diep en de Dordtsche Biesbosch gehanteerd. In
sommige gevallen hebben de ervaringen tijdens het onderzoek in de
Nieuwe Merwede aanleiding gegeven om nieuwe parameters te definieren
of parameters anders te beoordelen - waar dit het geval is wordt hiervan
melding gemaakt. Het biotisch effectonderzoek heeft de volgende specifieke doelen:
1.
2.
3.
4.
5.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
het per locatie beoordelen van de waterbodemkwaliteit aan de hand
van verschillende biologische parameters en bijbehorende criteria
(risicobeoordeling waterbodemverontreiniging);
het per locatie vaststellen van het deeloordeel voor de saneringsurgentie, uitsluitend gebaseerd op risico's voor het ecosysteem;
het prioriteren van saneringslocaties gebaseerd op de mate waarin
risico's optreden;
het
en interpreteren van gegevens om het functioneren
van het ecosysteem in het Hollandsch Diep en de Dordtsche Biesbosch
op deelgebiedsniveau te kunnen beoordelen en t.z.t. te kunnen vergelijken met de overige deelgebieden van de Zuidrand van het Noordelijk
Deltabekken;
het voorspellen van eventuele veranderingen in de risico's van bodemverontreiniging in het Hollandsch Diep en de Dordtsche Biesbosch bij
autonome ontwikkeling en na een saneringsingreep;
6.
verdere kennisontwikkeling
het toepassen van de verschillende
onderzoeks-parameters als maat voor de waterbodemkwaliteit (in aanvulling op het biotisch effect onderzoek Nieuwe Merwede).
Het locatiegerichte biotisch effectonderzoek bestaat uit 3 onderdelen:
Het verzamelen van veldgegevens. Dit onderdeel bestaat uit twee
soorten onderzoek:
inventarisaties van in de waterbodem voorkomende organismen
(macrofauna) en
metingen van bioaccumulatieniveaus.
Bij veldinventarisaties staat de vraag centraal of de
een afwijkende opbouw heeft in vergelijking met de
situatie in referentiegebieden. Informatie over de fysische karakteristieken van de bodem, zoals korrelgrootteverdeling, consolidatiegraad en
organisch-stofgehalte is hierbij van belang met het oog op het selecteren van referentiewaarden.
2.
3.
Op basis van metingen van bioaccumulatieniveaus in
en
waterplanten worden per locatie de risico's voor
van deze voedselsoorten beoordeeld.
Bioassays. De toxiciteit van
wordt in het laboragemeten om
te maken dat organismen in de waterbodem daadwerkelijk blootgesteld worden aan stoffen die (ook in de
veldsituatie) toxische effecten kunnen veroorzaken.
Chemische analyses van bodemmonsters en bioaccumulatie-berekeOm waargenomen effecten in bioassays te kunnen relateren
aan bodemverontreiniging, worden in de waterbodemmonsters chemische analyses uitgevoerd2. Vervolgens wordt beoordeeld of op grand
van de
contaminanten toxiciteit te verklaren is. Tevens
worden locatiespecifieke
uitgevoerd om
de risico's van doorgifte van contaminanten via de voedselketen te
beoordelen.
De saneringsurgentie wordt afgeleid door de gegevens uit
gen, bioassays en chemische
te integreren volgens de Triadebenadering [Chapman,
Den Besten
1995].
de gevolgde
bioassays de schakel tussen
(aanwijzingen dat
effecten veroorzaken) en chemische
(mogelijke oorzaak van de effecten) [Van de Guchte,
1991]. Het zichtbaar maken van oorzaak-gevolg relaties voor de bodemverontreiniging is essentieel bij het vaststellen van de saneringsurgentie,
omdat dit tevens de onderbouwing geeft van de prognose van het saneringseffect.
Naast het gebruik van ecotoxicologische informatie voor de vaststelling van
de saneringsurgentie worden de gegevens ook gebruikt om een risicovolgorde vast te stellen. Hiertoe worden met behulp van een multi-criteria-analyse (MCA) waargenomen effecten en risico's vertaald in een
waarde, de MCA-score. Tevens worden schattingen gemaakt van de veranderingen in risico's a.g.v. de verwachte autonome kwaliteitsontwikkeling of
de verwachte kwaliteitsontwikkeling na gehele of gedeeltelijke sanering
van het studiegebied.
Dit onderzoeksonderdeel
niet onder
van werkgroep BEO,
maar een deel van de resultaten (kwaliteit toplaag) zullen (ook) in dit rapport worden
gepresenteerd.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
13
Behalve het onderzoek dat is gericht op de locatiespecifieke risico-beoordeis onderzoek op deelgebiedsniveau uitgevoerd:
Onderzoek naar het broedsucces van Aalscholverkolonies nabij het
Hollandsch Diep en de Dordtsche Biesbosch;
Metingen van bioaccumulatieniveaus in bodemorganismen, vis en Aalscholvers;
Analyses van voedselwebben en modellering van de bioaccumulatieniveaus in het Hollandsch Diep en de Dordtsche Biesbosch.
met oligochaeten (wormen) in sediment uit
Dordtsche Biesbosch.
Doel van deze studies is een indruk te verkrijgen van de invloed van
bodemverontreiniging op hogere integratieniveaus van het ecosysteem,
met name op vogelpopulaties. De voedselweb-analyses en de bioaccumulatiemodellering zijn uitgevoerd ter ondersteuning van de locatie-specifieke
accumulatieberekeningen.
1.3
Samenstelling van het rapport
De onderzoeksmethoden en beoordelingsstappen worden beschreven in
hoofdstuk 2. Hoofdstuk 3 beschrijft de onderzoeksresultaten en de
sten van de toetsing van een (selectie van) de gegevens aan
Het afleiden van het urgentieoordeel en het gebruik van risico-scores uit de
multi-criteria-analyse wordt verantwoord in hoofdstuk 4. Hoofdstuk 5 gaat
in op de prognose van veranderingen in risico-scores bij autonome ontwikkeling of na een saneringsingreep. Een algemene discussie van het onderzoek en de conclusies volgen in de hoofdstukken 6 en 7.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
14
2
Methoden
Het hieronder beschreven onderzoek is door verschillende instanties uitgevoerd in opdracht van en in nauwe samenwerking met de werkgroep
Biotisch Effectonderzoek (BEO). Het beschreven
en
de bioassays zijn uitgevoerd in de periode van
tot oktober
1993, het
is in verschillende gedeelten uitgevoerd
van medio
tot begin 1995. Het Aalscholveronderzoek vond plaats
van 1992 tot 1995. Een overzicht van de verschillende deelstudies wordt in
bijlage II gegeven. De verwerking en rapportage van de gegevens t.b.v. het
Nader Onderzoek is uitgevoerd onder verantwoordelijkheid van RIZA.
2.1
Locatie-indeling
Figuur 1 en 2 geven de ligging aan van de
in de twee deelgebieden.
Ten behoeve van het nader onderzoek zijn het Hollandsch Diep en de
Dordtsche Biesbosch in eerste instantie opgedeeld in een aantal voorlopige
locaties, waarbinnen weer sublocaties en monsterpunten zijn gekozen,
651.1, 651.2 enz. In een later stadium zijn definitieve Nader
Onderzoekslocaties gekozen, rekening houdend met de volgende
aspecten3:
functies, waaronder de functie natuur; maar ook bv gebruik als haven
of als baggerstortlocatie;
diepte, met name in relatie tot ecologische functies;
type sediment in de toplaag;
bodemopbouw (dikte van de lagen verontreinigd slib);
bestaande indelingen binnen water- en
Met name de eerste drie aspecten zijn van belang voor het biotisch effectonderzoek. Voor de ecologische functie is onderscheid gemaakt tussen
gebieden die gemiddeld minder of meer dan twee meter onder het wateroppervlak liggen. De ondiepe locaties verschillen sterk van de diepe locaties
voor wat betreft het voorkomen van waterplanten en de mogelijkheden
voor watervogels om te foerageren. Het type sediment (zand, slib, ongeconsolideerd slib) bepaalt in sterke mate het voorkomen van specifieke
soorten bodemorganismen. Milieuchemisch gezien is het type sediment
belangrijk bij de inschatting van de beschikbaarheid van verontreinigingen voor organismen (correctie gehalten naar
De
twee laatstgenoemde aspecten hebben meer te maken met het abiotisch
effectonderzoek (zie
[1997]). Bij "bodemopbouw" is
rekening gehouden met de afzettingsperiodes van het slib vanaf
en
de dikte van de in een bepaalde periode afgezette laag. Afzettingsperiodes
zijn onderscheiden op basis van verschillen in de verontreinigingsgraad die
zijn opgetreden tussen 1970 en de huidige situatie. Tenslotte zijn bestaande
Dit heeft als consequentie dat in bepaalde technische rapportages de oorspronkelijke
indeling in sublokaties is terug te
Via de vertaalsleutel in Bijlage III kan worden
nagegaan hoe de monsterpunten in de definiteive lokaties zijn ingedeeld.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch
en Dordtsche Biesbosch
indelingen van de deelgebieden in water- en
ook van invloed geweest voor de
de modellen is in
eerste instantie een indeling in zgn. rekeneenheden gehanteerd. Deze
rekeneenheden zijn (daar, waar de modelresultaten dat toelieten)
Figuur 1
Monsterpunten en locaties in het Hollandsch Diep.
Monsterpunten
Locaties
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
16
gevoegd tot de locaties zoals weergegeven onderaan in de figuren 1 en 2.
Voor vier havens in het Hollandsch Diep is een afzonderlijke locatie
gesteld (locatie 671). De resultaten van het onderzoek zullen in deze
rapportage steeds als gemiddelde waarden voor de verschillende locaties
worden gepresenteerd.
Figuur 2
Monsterpunten en locaties in de Dordtsche Biesbosch.
Monsterpunten
Locaties
750
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
2.2
Uitgevoerde bemonsteringen
Voor het biotisch effectonderzoek is het volgende veldwerk uitgevoerd:
veldinventarisatie:
macrofauna, sediment (voor bioassays
en chemische analyses), bepaling
in locaties
Dordtsche Biesbosch: periode 9 - 16
1993, door Meetdienst
N.D.B.
RIZA;
veldinventarisatie: bemonstering macrofauna, sediment (voor bioassays
en chemische analyses), bepaling vochtgehalteprofiel in locaties
Hollandsch Diep: periode 16 maart - 7
1993, door Meetdienst
N.D.B. i.s.m. RIZA. Enkele aanvullende bemonsteringen zijn uitgevoerd
in
1994;
bemonstering vissen Hollandsch Diep:
Bureau Waardenburg B.V.;
bemonstering vissen Dordtsche Biesbosch: 15-8-93 en 10-11-1993,
Bureau Waardenburg B.V.;
bemonstering Schedefonteinkruid: augustus 1993, Meetdienst N.D.B.;
bemonstering
t.b.v.
oktober 1993, Meetdienst N.D.B. i.s.m. AquaSense B.V.;
bemonstering sediment t.b.v. bioaccumulatie-bioassays met oligochaeten: oktober 1994, Meetdienst N.D.B.;
Aalscholveronderzoek en het
van eieren: 9 april augustus
20 april - 3 augustus 1993; 30 maart - 2 augustus
1994; april - augustus 1995, Bureau Waardenburg B.V.; onderzoek aan
Aalscholverkuikens in Dordtsche Biesbosch en Brede Water: juni
Bureau Waardenburg/IVM/RIZA-/RITOX/
De door de Meetdienst uitgevoerde bemonsteringen van sediment in het
Hollandsch Diep en de Dordtsche Biesbosch zijn beschreven in veldverslagen (zie bijlage II). De gehanteerde locatie-indeling (met monsterpunten
aangeduid als sublocaties) ten tijde van deze bemonstering wijkt af van de
in deze rapportage gebruikte indeling (zie hierboven).
Voor de macrofaunabemonstering in diepere delen zijn op elk monsterpunt
drie boxcore-steken genomen. De 10 cm toplaag van elke steek is gezeefd
over een 500 urn zeef, waarna het residu is geconserveerd in 6% formaline
(Hollandsch Diep) of in 70% alcohol (Dordtsche Biesbosch) en
opgeslagen.
ondiepe locaties in de Dordtsche Biesbosch is macrofauna in
enkelvoud
door
steken met een perspex steekbuis (diameter 65 mm) te poolen.
Voor de bioassays zijn 6 boxcore-steken genomen waarvan de bovenste
cm is overgebracht in 3 afsluitbare plastic
die bij
zijn bewaard.
ondiepe locaties van de Dordtsche Biesbosch is
verzameld met
een steekbuis (zie hierboven).
Voor chemische analyses is een
(10 cm toplaag) van 1 liter
in een glazen pot gedaan en gekoeld opgeslagen. De bemonstering voor
het vochtgehalteprofiel is uitgevoerd door met een steekbuis met een diameter van 75 mm een monster uit een box-core te steken en vervolgens
van de bovenste 10 cm steeds plakjes van 1 cm af te snijden. De plakjes
zijn opgeslagen in plastic potjes.
Voor de
dieren met een schelplengte
van het aantal Corbicula's in de
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
in de
Corbicula sp. zijn
dan 0.5 cm verzameld. Na registratie
zijn de exemplaren
> 0.5 cm uit het monster gehaald en opgeslagen (gepoold per 3 steken).
Hetzelfde is gedaan met de 6 boxcore-steken voor bioassay-materiaal.
Indien op deze wijze onvoldoende dieren konden worden verzameld, zijn
nog extra bodemmonsters genomen, waarvan de mosselen zijn samengevoegd met die uit het bioassaymateriaal. De mosselen van de macrofaunabemonstering en die uit het sediment bestemd voor de bioassays zijn apart
in plastic zakjes overgebracht en
bij -20°C.
De bevissing is uitgevoerd i.s.m. lokale vissers. Op een aantal plaatsen
langs de N/Z-oever van het Hollandsch Diep en in het Zuid-Maartensgat
zijn uit fuikvangsten de volgende vissoorten verzameld: Blankvoorn, BraPaling, Baars en Snoekbaars. De gevangen vissen zijn verdeeld in een
aantal lengteklassen, waarna van de vissen spierweefsel, organen en huid
zijn uitgeprepareerd volgens
voor de analyse van
en organische
Het
is ingevroren
bij
en
van Schedefonteinkruid
pectinatus)
is verzameld door vanaf een rubberboot met een hark materiaal van/uit de
bodem te trekken. Het materiaal is gespoeld om aanhangend sediment en
zwevend stof te verwijderen, en in glazen potten of in plastic zakken opgeslagen bij
Het veldwerk
ook een studie naar het broedsucces van Aalscholvers in drie kolonies: in de Dordtsche Biesbosch, op de Ventjagersplaten
en in het Brede Water (Voorne Z-H). Hierbij zijn gegevens verzameld over
het aantal nesten per kolonie, waar mogelijk per nest de legselgrootte, eischaaldikte en het aantal uitgevlogen jongen. Het onderzoek in
in de
kolonie van de Dordtsche Biesbosch richtte zich in het bijzonder op het
localiseren van Aalscholverpaartjes met een duidelijke preferentie voor een
bepaald foerageergebied (Nieuwe Merwede of Hollandsch Diep). Van deze
paartjes zijn tevens eieren uit het nest gehaald voor chemische analyses en
zijn braakballen verzameld voor onderzoek naar de
1994 is dit onderzoek herhaald, maar nu voor de kolonie op de
Ventagersplaten.
dat jaar zijn tevens van de Aalscholverkolonie in de
Dordtsche Biesbosch en de referentiekolonie in het Brede Water elk 5 kuikens (leeftijd ± 6 weken) gevangen. Van het aan deze kuikens uitgevoerde
onderzoek worden in het kader van het Nader Onderzoek alleen metingen
van bioaccumulatieniveaus gerapporteerd.
Bemonstering van macrofauna.
Foto RIZA WSE
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
2.3
analyses
Chemische analyses
Chemische analyses van toplaagmonsters zijn uitgevoerd door
BV. Bepaald zijn een RWS-standaardpakket
3" Nota WHH) verbindingen en bodemkarakteristieken (het laatste t.b.v. de normering van de
gehalten). De sedimentmonsters voor de chemische analyses zijn gelijktijdig
met de bemonstering voor de bioassays genomen. Bepaling van de korrelhet gehalte organisch stof en de gehalten zware metalen,
PCB's. PAK's, pesticiden en minerale
zijn verricht door
BV volgens
Vochtgehalte-profiel
Het vochtgehalteprofiel is bepaald door de bovenste 10 cm van een
te verdelen in plakjes van 1 cm, deze
te wegen, en opnieuw te wegen na gedurende 72 uur te zijn
bij 70°C.
Uit het verschil tussen nat- en
is het vochtgehalte per cm
berekend, waarna voor de bepaling van de
de volgende formule
is toegepast
& Jansson, 1983]:
= W(0-1) + Ks * ln(2x)
waarin:
x: diepte
vochtgehalte op diepte x (%)
vochtgehalte in bovenste laag (0-1 cm).
De
is met behulp van lineaire regressie berekend uit de hellingshoek
(grafisch) tussen
en de waarde ln(2x). Het vochtgehalte, de
en de regressiecofficient geven
een indruk van het type bodem en
de stabiliteit van de bodem ten aanzien van
en
sen
1993; Den Besten
1997]. Een hoge negatieve waarde met hoge regressiecoefficient duidt op een stabiele bodem waar sterke
sedimentatie plaatsvindt. Omgekeerd geeft een lage regressiecoefficient
aan dat er sprake is van een
of instabiele bodem, bijvoorbeeld
door af en toe optredende erosieprocessen.
Op grand van het percentage organisch stof, het percentage slib (korrelgroottefractie < 63 urn), het vochtgehalte en de
waarde (met bijbehorende regressiecoefficient) van de toplaag van het sediment is voor het
Nader Onderzoek het sediment ingedeeld in de volgende typen: veen /
zand / stabiel of consoliderend slib / instabiel slib.
zijn diepte en
ligging van de onderzoekslocaties meegenomen in de typering van het
sediment (zie bv. beoordeling macrofauna-analyses).
2.4
Macrofauna-onderzoek
De in formaline (Hollandsch Diep) of alcohol (Dordtsche Biesbosch) geconserveerde
zijn door
uitgezocht
en
tot op het laagst mogelijk te
sche niveau (veelal soortsniveau) aan de hand van de volgende
Chironomidae (vedermuggen) zijn gedetermineerd aan de hand van de
tabellen van [Moller Pilot, 1984], [Webb & Scholl, 1985] en [Klink,
1981].
Vermeld wordt de algemene literatuur; determinatie tot op het laagst mogelijke niveau
vaak aanvullende soortspecifieke literatuur (deze wordt in dit rapport niet vermeld).
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
20
Oligochaeta
met behulp van de tabel van [Brinkhurst
&
1971], [Brinkhurst, 1971] en [Sperber, 1980].
Mollusca (weekdieren: slakken en mosselen) met [Jansen & De
Hirudinea (bloedzuigers) met de tabel van [Dresscher & Higler, 1982];
Trichoptera (kokerjuffers) aan de hand van [Edington & Hildrew, 1981],
en [Wallace
al.,
Crustacea (kreeftachtigen) aan de hand van [Gledhill et al., 1976] en
[Schellenberg, 1942].
(haften) aan de hand van [Elliot
1988], [Landa,
1969] en
1984].
Odonata (libellen) met de tabel van [Hammond,
Plecoptera (steenvliegen) met [Hynes,
Hydrachnellae
met [Besseling, 1964].
Van
is het percentage larven met
aan
het submentum bepaald [Warwick, 1988]. Verder is de biomassa voor
materiaal uit het Hollandsch Diep per individu bepaald voor Chironomiden,
Oligochaeten en Mollusken, door meting van resp. lengte, diameter ter
hoogte van het
segment of schelplengte en toepassing van bestaande
regressielijnen voor de omrekening naar biomassa
& Dudok van Heel,
1992; Smit
1993]. Voor materiaal uit de Dordtsche Biesbosch zijn
biomassa's berekend op basis van de relaties tussen aantallen en
in Nieuwe Merwede en Hollandsch Diep.
Voor de beoordeling van de waterbodemkwaliteit zijn de resultaten van het
onderzoek uitgewerkt aan de hand van de volgende parameters:
Aantal soorten Chironomidae.
Dichtheid (aantal per m2) Chironomidae.
% Kaakafwijkingen Chironomus.
Aantal soorten Oligochaeta.
Dichtheid (aantal per
Oligochaeta.
Aantal soorten Bivalvia.
Dichtheid (aantal per m2) Bivalvia.
SOM van het aantal soorten Ephemeroptera, Trichoptera en Plecoptera.
Populatieaandeel Chironomiden (verhouding dichtheid Chironomidae /
dichtheid Chironomidae + Oligochaeta + Bivalvia).
Populatieaandeel Bivalven (verhouding dichtheid Bivalvia / dichtheid
Chironomidae + Oligochaeta + Bivalvia).
CCT-index (verhouding dichtheid Chironomidae / dichtheid Chironomidae + Tubificidae).
CCP-index (verhouding dichtheid
/ dichtheid
Chironomus +
De gegevens van de 3 monsters zijn verwerkt tot een gemiddelde per
sterpunt. Gegevens van de zoetwatermosselen die zijn verzameld voor het
(en dus apart zijn gehouden) zijn in de resultaten
van het macrofauna-onderzoek verwerkt. Uitkomsten van meerdere
monsterpunten zijn vervolgens verwerkt tot
Voor de
bepaling van het percentage kaakafwijkingen en de CP-index zijn alle
van dezelfde locatie samengevoegd. De toetsing van
locatiegemiddelden van de macrofauna-parameters is uitgevoerd door het
RIZA. De criteria die hiervoor zijn gebruikt staan in Bijlage V Voor elke
macrofaunaparameter is het resultaat vertaald in een aanwijzing over de
mate van verstoring van de
De criteria om te
komen tot het oordeel "geen verstoring". "matige verstoring", of "ernstige
verstoring" zijn
uit het Nader Onderzoek Nieuwe
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
21
Merwede [Den Besten, 1993].
bijlage V staat een schema met criteria
voor meer verschillende typen sediment dan nodig was voor de beoordeling van de resultaten van de Nieuwe Merwede. Voor het schema is uitgegaan van normaalwaarden voor matig vervuilde
en relatief
schone sedimenten die speciaal voor dit doel zijn verzameld in het kader
van het project TYPOSED [AquaSense, 1993; De Poorter et al., 1996], aangevuld met informatie van andere
& Van Urk,
1989; Van Urk & Kerkum. 1986; Dudok van Heel
1992; Bij de Vaate
&
1993; Van der Velden &
Op basis van
de informatie uit deze studies zijn in eerste instantie criteria vastgesteld
voor de
"ondiep, stabiel slib" en "ondiep zand". Uitgaande
van deze criteria is voor elk van de overige typen sediment op basis van de
genoemde literatuurgegevens en expert judgement een bijstelling van de
criteria uitgevoerd om te compenseren voor het feit dat de omstandigheden voor macrofauna niet optimaal kunnen zijn in het betreffende type
sediment
diepte,
bodem etc.). Voor de parameter "aantal
soorten haften, steenvliegen en kokerjuffers" is de parameter in
gevallen niet toepasbaar geacht.
Behalve de hierboven genoemde beoordeling is door Bureau Klink een
analyse uitgevoerd van
van Nieuwe Merwede,
Hollandsch Diep en Dordtsche Biesbosch. Hierbij zijn clusteringstechnieken
en multivariate analyses uitgevoerd, met als doel om
schappen te beschrijven in relatie tot bodemvormingprocessen [Klink,
1994]. Ook zijn
berekend volgens Simpson
en Shannon-Wiener [Washington, 1984]. Deze indices zijn echter niet
gebruikt voor de beoordeling van waterbodemkwaliteit bij gebrek aan toetsingscriteria (geen criteria voorhanden omdat de relatie met bodemverontreiniging onvoldoende duidelijk is) [Den Besten, 1993].
2.5
Bioassays
het kader van het ecotoxicologisch onderzoek zijn bioassays met de volgende organismen uitgevoerd:
Daphnia magna (watervlo).
Chironomus riparius
Vibrio fischeri (bacterie; voorheen bekend onder de
Photobacte-
De eerste twee bioassays zijn uitgevoerd door Witteveen+Bos; de assay
met de bacterie door
Analytical BV. De bioassays zijn uitgevoerd conform de methodebeschrijving voor bioassays in het Triadeonderzoek [Maas
1993].
De
is uitgevoerd met poriewater, gewonnen uit het sediment door
van centrifugatie of
In enkele gevallen
is gebleken dat deze methoden onvoldoende poriewater leverden en is
triaat bereid door het sediment gedurende 24 uur uit te schudden met
standaardwater (verhouding 1:4). Met het verkregen poriewater/elutriaat
is na filtratie over een 0.45
glasvezelfilter en beluchting gedurende 5
een concentratiereeks van
32, 10, 3 en 1 % gemaakt door te verdunnen met
Per concentratie zijn
testvaatjes gevuld en
in ieder testvat is een watervlo (leeftijd < 24 uur) uit een
kweek ingezet bij een
van 20°C. Als
is gekozen
voor 30 ml in plaats van 50 ml in verband met de geringe opbrengst aan
poriewater voor de
sedimenten. Gedurende
dagen is
per week het
ververst, met poriewater/elutriaat dat
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
22
5 dagen bewaard was. Dagelijks zijn de overleving en het vrijkomen van
jongen genoteerd en zijn de watervlooien gevoerd met een
pensie. Driemaal per week zijn de jongen verwijderd en geteld. Als controle
(blanko) zijn series van 10 watervlooien in testvaatjes met
getest. Randvoorwaarden
pH,
ammonia, nitraat, nitriet
en zoutgehalte) zijn aan het begin van de test en voor iedere verversing
gecontroleerd bij de blanko en het onverdunde poriewater. De gevoeligheid van Daphnia magna uit de
is
gecontroleerd aan de hand van een gevoeligheidstest met kaliumdichromaat volgens de
6341 (1989). De resultaten van de testen zijn
gepresenteerd aan de hand van het % sterfte, de tijdsduur waarbinnen de
sterfte optrad, de
de
de populatiegroeiparameter
en
de
De
is berekend met behulp van een
1990] volgens de "maximum likelyhood" methode
op basis van een iteratief
1981]. De populatiegroeiparameter is per concentratie berekend uit de dataset van gegevens
per watervlo met betrekking tot overleving en het aantal
jongen gedurende het verloop van de test. Hiervoor is gebruik gemaakt
van een itteratief
[Van Leeuwen et al.,
Verschillen
in
ten opzichte van de blanko zijn getest met de Williams-test
uit het TOXSTAT-pakket [Gulley et al.,
De bioassay-resultaten zijn
door RIZA getoetst aan standaard effect-criteria (zie bijlage VI) conform de
Triade-richtlijnen [Maas
1993]. De resultaten zijn uitgewerkt in de
van gemiddelde effectscores per locatie. Ter beoordeling van de
effecten is ook eenmaal een
(uit Oostvaardersplassen)
getest.
Testopstelling voor de bioassay met de
watervlo Daphnia magna.
Foto AquaSense BV
Voor de
zijn eipakketten van 1 of 2 dagen oud uit een
laboratoriumcultuur van de soort Chironomus riparius ingezet in elutriaat
van een sediment-water systeem (4 delen standaardwater op 1 deel sediment). Na een week, ongeveer 3 dagen nadat de eieren zijn uitgekomen,
zijn
larven (in 2e stadium:
overgezet in een viertal vaatjes met een
sediment-water systeem (25 per vaatje). De testen zijn uitgevoerd bij
Randvoorwaarden (temperatuur,
ammonia, nitraat, nitriet en zoutgehalte) zijn voor het inzetten van de larven en daarna eenmaal per week
gecontroleerd. De larven zijn driemaal per week gevoerd met een 2%
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
oplossing. Na 21 dagen zijn de larven over een
r.v.s. zeef
gespoeld en geteld; larven in het 4e stadium
zijn
(80°C, 24 h)
en gewogen. Als referentie zijn
assays met sediment uit
(voor slibrijke sedimenten) en het
of de Schoonrewoerdse
(voor zandige sedimenten) uitgevoerd; daarnaast is de
laboratoriumkweek van Chironomus
gecontroleerd aan de hand
van een gevoeligheidstest met
volgens de methode van
[1991]. De resultaten van de testen zijn gepresenteerd aan
de hand van % overleving van de eipakketten, % sterfte van larven, % larven met vertraagde ontwikkeling en het gemiddeld
van
larven.
van de verschillen in sterfte en ontwikkeling is getoetst
met behulp van de G-test met Yates-correctie
&
1981]; verschillen in gemiddeld drooggewicht zijn getoetst met de Student's T-test.
De
zijn door RIZA getoetst aan standaard effect-criteria
(zie bijlage VI) conform de Triade-richtlijnen [Maas et al., 1993]. De resultaten zijn uitgewerkt in de
van gemiddelde effectscores per locatie.
Voor de
met de bacterie Vibrio fischeri is poriewater bereid volgens de methode beschreven voor Daphnia magna. Het poriewater
is conform concept-NEN
niet gefiltreerd over 0.45 u.m. maar
gecentrifugeerd (tafelcentrifuge, 10
x 4500
De toets is uitgevoerd op de dag
het poriewater is verzameld. Voorafgaand aan de
meting is de pH gecontroleerd en eventueel zover bijgesteld dat de pH binnen de range 6-8
(zonder de grens van pH = 7 te overschrijden). Daarnaast is de
waarde bijgesteld met behulp van een
sing. De toets is uitgevoerd bij
met behulp van een incubator volgens
de conceptnorm NEN 6516 [1993]. Hierbij is een concentratiereeks van 45,
30, 20 en
poriewater gemeten. Als
is verdunningsmedium
getest. De
is na 5, 15 en 30 min bepaald. De metingen zijn in
uitgevoerd. Uit de gevonden
is voor elk
van de drie tijdstippen de
berekend (concentratie waarbij 20%
optreedt). De laagste van de drie waarden wordt
uiteindelijk gepresenteerd. Deze
werd
in een toxiciteitsindex volgens de
TI =
100
De bioassay-resultaten zijn door RIZA getoetst aan standaard effect-criteria
(zie bijlage VI) conform de Triade-richtlijnen [Maas et al., 1993]. De resultaten zijn uitgewerkt in de vorm van gemiddelde effectscores per locatie.
2.6
Analyses van metalen en organische
in biota zijn
uitgevoerd door het
Tabel 2 geeft een overzicht van de gemeten
contaminanten. Hieronder
een korte beschrijving van de gebruikte
Een meer gedetailleerde beschrijving kan worden gevonden in de technische rapportage [Van
1996]
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
24
Tabel 2
Overzicht van chemische analyses
in verschillende organismen uit het
Hollandsch Diep en de Dordtsche
Biesbosch.
Benthos"
zware
Cd en Hg
aanvullende set zware metalen
PCB's (polychloorbiphenylen:
standaardset van 7 congeneren)
non-ortho (planaire) PCB's
dioxinen
OCB's
PAK's (polycyclische
•
Kulkens
•
<
X
•:
x
Planten
•
•
•:
X
X
X
x
K
x
'•
'
'
*
«
'
'
" Benthos:
Eieren
x
•
•
x
chironomiden of oligochaeten.
De analyses zijn als
uitgevoerd:
Zware metalen: monsters zijn gehomogeniseerd, gevriesdroogd en gedestrueerd in geconcentreerd salpeterzuur. Vervolgens zijn Cd, Pb, Cr, Cu en Ni
bepaald met
Absorptie
(AAS)
van
grafietoven en achtergrondcorrectie. Hg is bepaald met behulp van koude
damp AAS.
Standaard PCB's, OCB's en PAK's:
zijn voor deze stoffen
geextraheerd met
(50/50 v/v)
in een Soxhlet-opstelling. Gecombineerd met de clean-up is het extract
gefractioneerd in een
OCB-fractie, een polaire OCB-fractie en
een fractie voor de meting van PAK's. PCB's en OCB's zijn bepaald met
behulp van een gaschromatograaf uitgerust met electron-capture-detector
(GC-ECD); PAK's zijn geanalyseerd door
van hoge druk vloeistofchromatografie (HPLC) en fluorescentie-detectie.
Non- en
gesubstitueerde PCB's (ook wel planaire PCB's genoemd): aan homogenaten zijn
standaarden toegevoegd,
waarna een verzeping is uitgevoerd. Na extractie en clean-up zijn fracties
verzameld voor de bepaling van mono-ortho-PCB's met behulp van GCECD en voor de bepaling van non-ortho-PCB's met behulp van een GC uitgerust met
Trap Detection. De gemeten gehalten van non-ortho-PCB's
zijn gecorrigeerd voor de recovery van de interne standaard.
Dioxinen zijn geanalyseerd door de vakgroep Milieu- en Toxicologische
(UvA), volgens methoden zoals beschreven door Evers et al.
[1993].
De bioaccumulatieniveau's zijn door het RIZA getoetst aan
(MTR)-niveaus voor de risico's van doorvergiftiging. Deze
MTR's zijn afgeleid uit gegevens over de toxiciteit van stoffen die aan
vogels zijn toegediend via het voedsel [Beek,
Voor de hier beschreven Nader Onderzoeken zijn deze MTR's (uitgedrukt als een gehalte van
een stof in
gecorrigeerd voor verschillen in energieinhoud van de typen voedsel die vogels in werkelijkheid eten. De MTR's
staan in Bijlage VII.
2.7
Voedselwebstudies en
Voedselwebstudies
Door Bureau Waardenburg B.V, WL en RIZA zijn voedselwebben in
het Hollandsch Diep en de Dordtsche Biesbosch op deelgebiedsniveau
geanalyseerd. Het voedselweb dat afhankelijk is van voedsel uit de van de
is
weergegeven in Fig. 3. Allereerst is de beschikbare ecologische kennis met betrekking tot de structuur en
opbouw van het ecosysteem
[Boudewijn & Van der Horst,
1994]. Voor het schatten van het fytoplanktongehalte is gebruik gemaakt
van het WORSRO-bestand van Rijkswaterstaat;
is
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
geschat op basis van meetgegevens van De Hoog
Schattingen van
de biomassa van verschillende ecologische groepen vis is gedaan op basis
van gegevens van het
[1990, 1991]. Voedselpreferenties van vis zijn
afgeleid uit onderzoeksgegevens van Bergers [1991], en rekening houdend
met het voedselaanbod in de waterbodem van het Hollandsch Diep en de
Dordtsche Biesbosch (bv. dieet-aanpassing
gezien een veel hoger.
aanbod wormen dan het aanbod aan muggelarven). Er zijn een aantal
vogelsoorten gekozen met een representatief voedselpakket (zie verder):
Aalscholver, Fuut, Kuifeend en Steltlopers. De voor
lering gebruikte gegevens over verblijftijden, voedselpreferenties en biovan deze vogelsoorten zijn
op literatuurgegevens gebaseerd
en deels op veldwaarnemingen in het gebied (zie Boudewijn & Van der
Horst [1994]).
Figuur 3
weergave van het
er
in dit onderzoek
over d e
dat afhankeli|k
van voedsel
Voor gedetailleerde informatie
de zoetwaterbodem. Van d e zes afgebeelde vogelsoorten
voedselweb-relaties wordt verwezen naar d e rapportage
en het
T
Fuut
Benthosetende vogels
Visetende vogels
Pos
Paling
Benthosetende vissen
Planktivore /
vis
Zooplankton
Wormen
Muggelarven
Benthos
Fytoplankton
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
26
Mosselen
De
informatie is gebruikt om het voedselwebmodel MC 2 voor de huidige situatie in het Hollandsch Diep en de
Dordtsche Biesbosch te calibreren
De calibratie was erop gericht om een sluitende balans van
tussen de verschillende
trofische niveau's te verkrijgen. Deze koolstofstromen
vervolgens
weer een deel van de input bij het
CHEOPS (zie hieronder).
Vervolgens zijn een aantal locatie-specifieke voedselwebben gedefinieerd.
Deze hebben dezelfde structuur als de gebiedsgemiddelde voedselwebben,
maar verschillen in het relatieve aandeel van de diverse voedselstromen, afhankelijk van de voorkomende macrofauna (die weer afhangt van het type
sediment, de diepte en de verontreinigingsgraad). Er zijn ook voedselwebben gedefinieerd met biomassa's van bodemorganismen die gevonden
worden in ongecontamineerde slibbodems (referentiegebieden). Met name
onderlinge verhoudingen tussen de voedselgroepen "kleine bivalven" en
"chironomiden + oligochaeten", alsmede
"fytoplankton"
en suspended detritus zijn hierbij bepalend. De
MC 2 gecalibreerde
voedselwebben staan in tabel 3.
Voedselwebno.
Tabel 3
Omschrijving"
gebruikt bij de
2
3
4
5
6
7
8
9
Representatief voor diepe delen van het HD met een zandige. relatief schone
bodem
Representatief voor stabiel slib in de diepe delen van het HD (huidige situatie:
effecten van verontreinigingen)
Representatief voor stabiel slib in diepe en ondiepe delen van het HD (gesaneerde situatie; geen effecten van verontreinigingen)
Representatief voor
slib zoals dat in de huidige situatie voorkomt in
ondiepe en diepe delen van
het HD-Oost (ernstige effecten van verontreinigingen)
Representatief voor instabiel slib in gesaneerde locaties waar sterke sedimentatie wordt verwacht (slib minder verontreinigd dan in huidige situatie)
Representatief voor oeverlocaties in het midden en het westen van het HD
(huidige situatie met een matige invloed van verontreinigingen); tevens
gebruikt als voedselweb voor relatief schone zandige sedimenten in ondiepe
locaties
Het voedselweb met deelgebiedsgemiddelde biomassa's representatief voor
het HD-huidig
Het voedselweb met deelgebiedsgemiddelde biomassa's representatief voor
het DB-huidig; tevens gebruikt voor locatiespecifieke berekeningen (huidige
situatie met matige effecten van
Het voedselweb voor locaties in de DB na sanering
" Afkortingen: HD: Hollandsch Diep; DB: Dordtsche Biesbosch.
CHEOPS-calibraties
Voor het Hollandsch Diep en de Dordtsche Biesbosch zijn op
gebiedsniveau CHEOPS-berekeningen gecalibreerd aan de hand van resultaten van bioaccumulatiemetingen in benthos, vissen en vogels in het
Hollandsch Diep en de Dordtsche Biesbosch [WL, 1994b]. Bij de calibratie
is ook gebruik gemaakt van gegevens over de gehalten van contaminanten
in zooplankton, grote soorten
en vogels uit eerdere studies in het
(zie Michielsen et al.
Berekeningen met FARAO
Locatie-specifieke berekeningen van water- en
zijn berekend met het model RAMING versie 2.5 [Resource Analysis,
1995a; Sokolewicz
1995]. Om de
tussen RAMING,
MC 2 en het bioaccumulatiemodel CHEOPS te
is het
FARAO ontwikkeld [Resource Analysis & Waterloopkundig
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
27
1995]. Het model
locatiespecifieke berekeningen mogelijk van de bioaccumulatie van cadmium, DDT + DDE en PCB-153 in de
voedselketen''.
Er zijn vier voedselketens gekozen:
2.
3.
4.
vis-Fuut.
De voedselpakketten van de gekozen vogelsoorten worden representatief
geacht voor
soorten. Zo kan in plaats van Aalscholver gedacht
worden aan bv. Kwak en in plaats van Fuut aan andere consumenten van
kleine vis, zoals
Zwarte Stern en Visdiefje. De Scholekster heeft
model gestaan voor de berekeningen van de accumulatie in Steltlopers.
Voor iedere locatie zijn voor de huidige situatie, en voor drie peiljaren bij
autonome ontwikkeling en na gehele of gedeeltelijke sanering, de best passende voedselwebben gekozen (zie tabel 3). Dit is gedaan door, rekening
houdend met
(diepte, type substraat, verontreinigingsgraad), te kijken in
voedselweb de biomassa's het
overeenkomet de gemeten biomassa's, of met expert judgement schattingen
van de biomassa's voor de peiljaren bij de diverse saneringsvarianten. Met
het model FARAO zijn vervolgens, uitgaande van door RAMING 2.5 berekende water- en waterbodemkwaliteitsgegevens, door het RIZA bioaccumulatieniveau's voor de 4 vogelsoorten berekend. Voor de toetsing van de
berekende bioaccumulatieniveau's zijn criteria afgeleid die equivalent zijn
aan MTR's (zie § 2.6), maar die in dit geval zijn uitgedrukt als intern
te van de betreffende
De afleiding van deze criteria is uitgevoerd in
het kader van de onderhavige Nader Onderzoeken en is beschreven in bijlage VIII.
2.8
en gegevensanalyse
De resultaten van het onderzoek worden in de hoofdtekst en in de bijlagen
gepresenteerd in de vorm van locatiegemiddelden. De gegevens worden
gepresenteerd met een punt als
bijlagen staan voor de
bioassays de resultaten per sublocatie vermeld, en worden van het
faunaonderzoek gemiddelde aantallen per soort ± SD gegeven. Locatie-geresultaten zijn tevens opgeslagen in het gegevensbestand van
het softwarepakket Rapsodie [Resource Analysis, 1994]. Voor meer informatie
wordt verwezen naar de eindnota [Den Besten er al.,
Beperkte statistische analyse van de data is uitgevoerd in de vorm van
regressieberekeningen met het softwarepakket Excel 7.0.
Deze berekeningen komen in de plaats van de schatting van de potentiele bijdrage van
locaties aan de accumulatie. zoals uitgevoerd
het Nader Onderzoek Nieuwe Merwede
[Den Besten,
Biotisch effectonderzoek Hollandsch
en Dordtsche Biesbosch
28
3 Resultaten en beoordeling huidige situatie
Voor het Nader Onderzoek is het steeds van belang om aan een bepaalde
waarneming het oordeel ernstig, matig of gering effect (risico) te verbinden. Daarom worden in dit hoofdstuk de onderzoeksresultaten
neerd met de resultaten van de toetsing van de gegevens aan Nader
Onderzoeks-criteria.
3.1
karakterisatie sediment
tabel 4 wordt de toplaag van het sediment in de locaties van het
Hollandsch Diep en de Dordtsche Biesbosch gekarakteriseerd. Voor een gedetailleerd overzicht van de resultaten van het fysisch-chemisch onderzoek
wordt verwezen naar bijlage
en IV De gehalten aan verontreinigingen
zijn getoetst aan de MILBOWA-normering.
11 van de 21 locaties van
het Hollandsch Diep is sediment (toplaag) gevonden met verontreinigingsgraad klasse IV.
de Dordtsche Biesbosch is in 6 van de 7 locaties klasse
gevonden.
Tabel 4
Locatie
Resultaten karakterisatie toplaag sediment
locaties van Hollandsch Diep en
Dordtsche
Diep/ondiep
Type
sediment
Aantal
sediment (indien
monsterpunten
locatie vallen
gegeven
range)"
Zware
metalen
HD
651
652
653
654
655
656
657
658
659
660
661
662
ondiep
diep
diep
663
diep
664
665
666
ondiep
ondiep
diep
ondiep
ondiep
diep
3
1
3
2
2
1
PCB's OCB's
1
7
3
2
4
1-2
4
1-3
2-4
2
4
3-4
2
2-4
1
2-4
2-4
3
2-3
3
2-3
n
3
2-3
1
1 (n)
1
2
0-1
0-1
2
n
n
3
PAK's
Eindoordeel
LAWABO
2-3
3
0-3
2-3
2-3
3
2-3
3
2-3
0
2-3
2
0-1 (n)
2-4
2-4
0
1 (n)
2 (n)
2 (n)
2
2 (n)
0-2
2
667
diep
2
2-4
3
2(n)
3
3-4
668
669
670
671
ondiep
diep
diep
diep
slib
instabiel
instabiel
instabiel
2
1
2
4
0-1
4
2-4
2-4
n
2
3
3
n
2(n)
2(n)
3
2(n)
2
2
2-3
2
4
2-4
2-4
DB
751
ondiep
2
4
3-4
3
3
4
752
753
754
ondiep
ondiep
ondiep
1
3
2
4
1-4
4
3
n
3
3
2(n)
3
3
2
3
4
1-4
4
755
ondiep
3
4
3
3
2-3
4
756
757
ondiep
ondiep
instabiel (deels
consoliderend) slib
instabiel slib
zand
consoliderend
slib
consoliderend
slib
slib
consoliderend
slib
2
n
3
2
2
3
4
ondiep
ondiep
diep
3
3
1
1
• \
n
3
3
3
2-3
3
n
n
3
3
2-3
3(n)
3
2-3
3
n
2(n)
2
Toetsing met LAWABO [Bakker
De
1990) n betekent dat door een hoge
voor (een deel van) de stoffen geen klasse kan worden toegekend.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
0-3
4
3
3-4
2-3
4
3-4
3
zand
slib
slib
instabiel slib
zand
slib
instabiel slib
zand
instabiel
slib
instabiel slib
instabiel (deels
consoliderend) slib
slib (onderlaag
zand / veen)
zand
slib
consoliderend
slib
consoliderend
29
Van de metalen scoort met name zink in klasse IV, en een enkele keer nikvan de OCB's is veelal HCB de stof die de klasse
veroorzaakt, en in de Dordtsche Biesbosch soms ook
PAK's vallen als
volgens de MILBOWA-normering in klasse
terwijl individuele verbindingen volgens de normering van de 3e Nota WHH in klasse IV vallen.
3.2
Macrofauna
Soortspecifieke informatie
Uit het onderzoek blijkt dat een aantal soorten geen voorkeur
vertonen voor een bepaald deelgebied. Deze soorten zijn de wormen
Limnodrilus
L. hoffmeisteri en Potamothrix
de muggelarfsoort Procladius sp., de zoetwatermosselen Pisidium casertaP. henslowanum, P. moitessierianum, P. nitidum en
pictorum,
de slakjes
en Valvata piscinalis, de slijkgarnaal
curvispinum en de tijgervlokreeft
tigrinus.
Naast deze algemeen voorkomende soorten blijkt dat het Hollandsch Diep
en de Dordtsche Biesbosch elk hun eigen karakteristieke macrofaunasoorten herbergen.
de zandige ondiepe oevers van het Hollandsch Diep
wordt de
Lipiniella arenicola gevonden met Chironomus
nudiventris als begeleidende soort. De diepere, slibrijke delen van het
Hollandsch Diep-Oost vertonen zeer lage dichtheden van de algemeen
voorkomende soorten (bovenaan opgesomd) en alleen de worm
multisetosus is te vinden als begeleidende soort. Meer naar het westen
wordt in diepere slibrijke delen de muggelarf Chironomus plumosus met de
begeleidende worm-soorten Branchiura sowerbyi en Potamothrix
niensis gevonden. Soorten die zowel in het Hollandsch Diep als in de Nieuwe Merwede voorkomen, maar niet in de Dordtsche Biesbosch, zijn: de
groep wormachtigen van de Enchytraeidae, de
Limnodrilus
profundicola, L. udekmianus, Paranais frici, Psammoryctides barbatus en
Tubifex tubifex, het slakje Bithynia tentaculata, de
Corbicufluminea en Sphaerium rivicola en de muggelarf Chironomus nudiventris. De Dordtsche Biesbosch is een stagnant gebied, waar een meer gelaagde opbouw van de bodem
is dan in de Nieuwe Merwede of
het Hollandsch Diep (zie sterk negatieve
De
in de Dordtsche Biesbosch wordt
door de aanwezigheid van de muggelarfsoorten Einfeldia carbonaria en Chironomus
muratensis. Voor een gedetailleerde beschrijving van de macrofauna wordt
verwezen naar de technische rapportages [Klink, 1994];
Van Heel & Den Besten,
Over het algemeen zijn in het Hollandsch Diep lage soortsdiversiteiten van chironomiden
3 soorten) en lage dichtheden gevonden. Hetzelfde geldt voor de soortsdiversiteit van oligochaeten
(wormen) en bivalven (mosselen) terwijl de dichtheden van deze macrofaurelatief hoger liggen dan bij de chironomiden. In dichtheden gezien wordt de
door de oligochaeten
(wormachtigen). Bijzondere macrofaunasoorten, zoals haften, steenvliegen
en kokerjuffers, komen in het geheel niet voor. Vergelijkbare resultaten zijn
gevonden in delen van de Dordtsche Biesbosch die in direct contact staan
met het Hollandsch Diep. de (zandige) oeverlocaties van het Hollandsch
Diep-Midden en Hollandsch Diep-West
in de meer stagnante delen van de Dordtsche Biesbosch zijn over het algemeen hogere soortsdiversiteiten en dichtheden van chironomiden, oligochaeten en bivalven gevonden dan elders in het studiegebied. De criteria voor het onderscheid tussen
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
30
"geen verstoring", "matige verstoring", of "ernstige verstoring" staan in
bijlage V-b. Alle parameterwaarden staan in bijlage V-c; tabel 5 geeft hieronder een overzicht van de beoordeling van de
Vooral het aantal soorten en de dichtheid chironomiden scoort voor vrijwel
alle locaties "ernstige verstoring".
een aantal locaties doen dit de indices
die de opbouw van de bodemlevensgemeenschap beschrijven (het
aandeel van chironomiden in de totale macrofauna en het procentuaandeel van
t.o.v. het totaal van Chironomus- en
Locatie 670
op doordat het percentage kaakafwijkingen (36%) aanleiding geeft tot het oordeel "ernstig effect". Verder valt
op dat op basis van de dichtheden van oligochaeten en bivalven, behalve
locatie 666, geen van de locaties het oordeel "ernstig verstoord" krijgt.
Tabel
Beoordeling macrofauna in de waterbodem van locaties
in Hollandsch Diep en Dordtsche Biesbosch
Locatie
aantal
soorten
aantal
soorten
Chir
Ollgoch.
Ollgoch.
aantal
soorten
Blvalv.
aantal
Bivalv.
soorten
FTP
totaal
verh.
Biv/
totaal
CCT
index
%
Index
In zand
HD
651
652
653
654
655
656
657
658
659
660
661
662
663
664
665
666
667
668
669
670
671
DB
751
752
753
754
755
756
757
+
+
+
+
±
+
•
+
+
+
t
+
+
+
+
*
•
•
+
+
•
+
•
*
+
:•:
-
-
±
±
-
-
±
±
-
-
±
1
1
t
t
-
•
-
+
t
+
±
t
±
i
t
±
*
t
t
±
i
-
+
±
±
•
*
-
+
+
+
t
+
i
f
+
•
•
+
+
+
• •
•
+
+
•
•
+
•
•
+
•
+
f
+
f
-
r
+
-
+
±
±
-
•
±
t
-
1
±
+
±
t
±
t
±
+
+
1
±
*
±
t
-
*
*
t
-
±
-
±
+
1
i
+
±
±
±
-
!
.
-
t
• •
-
*
±
1
-
*
•
t
*
*
±
t
-
•
• •
••
«•
-
• •
1
-
+
+
i
±
•
-
*
1
±
•
•
••
±
*
•
•
.
+
+
-
+
••
1
±
±
•
i
+
t
-
-
••
-•
•
••
•
1
-
+
+
+
+
!
1
±
•
+
+
••
••
••
±
+
Afkortingen:
Aantal soorten
aantal soorten Chironomidae;
Chir: dichtheid Chironomidae in aantal
per m'; aantal soorten
Oligoch.: aantal soorten Oligochaeta;
Oligoch.: dichtheid Oligochaeta in aantal exemplaren per
aantal soorten Bivalv.: aantal soorten Bivalvia;
dichtheid Bivalvia in aantal exemplaren per
aantal soorten ETP. SOM van het aantal soorten
Ephemeroptera,
en Plecoptera;
/ totaal in slib: het populatieaandeel Chironomiden (Verhouding dichtheid
Chironomidae / dichtheid Chironomidae + Oligochaeta + Bivalvia) dat beoordeeld is wanneer het sediment getypeerd
als slib; verh.
Biv / totaal in zand: populatieaandeel Bivalven (Verhouding dichtheid Bivalvia / dichtheid Chironomidae + Oligochaeta + Bivalvia) dat
beoordeeld is wanneer het sediment getypeerd is als zand; CCP index: verhouding dichtheid van
van het geslacht
Chironomus dichtheid o.v. het totaal behorend bij Chironomus +
CCT
verhouding dichtheid Chironomidae /
dichtheid Chironomidae + Tubificidae; %kaak-afw.: % kaakafwijkingen in
Beoordeling op basis van locatiegemiddelden van de diverse parameters: - = geen effect; ± = matig effect; + = ernstig effect;
criteria bijlage V.
" Niet beoordeeld omdat het een diepe locatie betreft.
•• Onvoldoende muggelarven aanwezig om te kunnen beoordelen.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
voor
3.3
Aalscholveronderzoek
Voor een uitvoerige beschrijving van dit onderzoek wordt verwezen naar
de desbetreffende rapportages [Boudewijn & Dirksen, 1993; 1994; 1995;
1996]. Het broedsucces van de Aalscholverkolonies in de Dordtsche Biesbosch en de Ventjagersplaten over de jaren
wordt in tabel 6
vergeleken met de gegevens voor de referentiekolonie Brede Water. Het
broedsucces van de kolonie in de Dordtsche Biesbosch vertoont tot en met
1993 een stijgende trend t.o.v. de jaren daarvoor, hoewel het aantal uitgevlogen jongen per legsel wel duidelijk lager ligt dan in referentiekolonies.
Voor alle kolonies in het Zuidrandgebied is in
een beduidend lager
broedsucces dan in voorgaande jaren gevonden. Met name de
standigheden in het begin van het broedseizoen zijn hier waarschijnlijk de
oorzaak van. Voor een aantal nesten in de kolonie van de Dordtsche Biesbosch waarvan de Aalscholvers voornamelijk hebben gefoerageerd op het
Hollandsch Diep, is in
een broedsucces van 1.1 ± 1.2 bepaald (gemiddelde ± standaarddeviatie van een groep van 7 nesten). Dit illustreert
de negatieve invloed van het Hollandsch Diep als foerageergebied.
De legselgrootte in de Ventjagersplatenkolonie ligt in de periode 19921995 tussen 3.1 en 3.3 eieren per nest. Voor de Dordtsche Biesbosch is de
legselgroottte in 1991 geschat op 3.2 eieren per nest. Voor beide kolonies
geldt dat de waarden overeen komen met die voor referentiekolonies. Dit
geldt niet voor de eischaaldikte: eieren uit de kolonie van de Dordtsche
Biesbosch hebben in de periode 1992-1994 met 0.32-0.33 mm een lagere
schaaldikte dan eieren van de kolonie van de Ventjagersplaten (0.33-0.35)
en van eieren uit de kolonie van Brede Water (0.34-0.36).
label
Broedsucces Aalscholvers in Dordtsche
Biesbosch, Ventjagersplaten en Brede
Water (aantal uitvliegende jongen per
Jaar
1992
1993
1994
1995
Dordtsche Biesbosch
Ventjagersplaten
1.20
1.30
085
1 19
1.22
1.27
0.93
1.23
Brede Water
1 8-2.4"
2.2
1.2
" Range die begin 90-er jaren is gevonden in referentiekolonies (Oude Venen, Brede
Niet bepaald.
3.4
Bioassays
De resultaten van de bioassays zijn in detail beschreven in een tweetal
technische rapportages (zie bijlage II). Bijlage VI geeft de resultaten van de
bioassay per monsterpunt en de afleiding van locatiegemiddelde effectklassen.
tabel 7 worden deze locatiegemiddelde effectklassen samengevat.
Daphnia magna
Bij controle van randvoorwaarden is bij enkele testen een- of tweeeen te lage zuurstofconcentratie gevonden. Aangezien dit slechts
incidentele gevallen betrof, meestal aan het einde van de test, en er geen
duidelijk verband is gevonden met (hierdoor optredende) effecten, zijn
geen bioassayresultaten ongeldig verklaard. De resultaten van de bioassays
met Daphnia staan vermeld in tabel 7 in de vorm van gemiddelde effectniveau's per locatie.
poriewater uit sediment van 9 van de 21 onderzochte locaties in het Hollandsch Diep traden ernstige effecten op (NOEC
< 10%), in 7 locaties matige effecten, en voor 5 locaties zijn geen effecten
waargenomen. Poriewater uit sedimenten uit de Dordtsche Biesbosch was
naar verhouding minder vaak toxisch: slechts in 3 van de 7 locaties zijn
matige effecten waargenomen.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch
en Dordtsche Biesbosch
32
Tabel 7
Locatie
Oordeel
Daphnia
Oordeel
Chironomus
Oordeel
S a m e n v a t t i n g bioassay-resultaten in
toxiciteit
waterbodem
locaties Hollandsch Diep e n D o r d t s c h e
Biesbosch.
HD
651
t
-
±
652
653
•
±
-
-
-
-
654
+
t
±
t
+
*
+
655
656
-
657
t
±
±
658
659
•
-
+
660
t
±
661
662
663
664
+
±
±
•
t
*
-
+
-
-
±
+
±
±
t
-
t
t
±
•
'
669
670
*
671
t
1
i
751
i
+
752
*
-
-
755
*
±
-
668
753
754
+
*
*
-
t
665
666
667
•
-
•
756
757
- = geen effect; ± = matig effect; +
1
-
• •
• •
±
-
±
±
*
t
-
±
t
n.u.
+
•
ernstig effect; n.u. = niet uitgevoerd
Chironomus riparius
Bij de eerste uitvoering van de bioassays met Chironomus
bleken door een te trage ontwikkeling van muggelarven in zowel referenals in sedimenten uit het Hollandsch Diep en Dordtsche
Biesbosch de testen niet geldig te zijn. Bij herhaling van alle series (een
serie = 1 referentie en 5 te onderzoeken monsters) is een normale ontwikkeling gevonden in de helft van de referentiesedimenten. Strikt genomen
zijn de resultaten van de testen uit series met een slechte referentie dus niet
geldig (zie Discussie). Omdat echter alle series binnen korte tijd zijn ingezet, is de koppeling tussen monsters en bijbehorende referenties losgelaten.
De
uit Hollandsch Diep en Dordtsche Biesbosch zijn vergeleken met de referentiesedimenten die aan de geldigheidscriteria
den. Voor Hollandsch Diep zijn in 3 van de 21 locaties ernstige effecten
waargenomen en in 12 locaties matige effecten. Van de locaties uit de
Dordtsche Biesbosch gaf 1 locatie een ernstig effect en 2 locaties gaven
matige effecten.
Vibrio fischeri
Voor de Microtox-test is van elk sediment poriewater verzameld en
binnen 1 dag getest. In zowel Hollandsch Diep als Dordtsche Biesbosch
geeft 1 locatie een ernstig effect
> 10). Verder zijn in 9 locaties van het
Hollandsch Diep en in 3 locaties van de Dordtsche Biesbosch matige effecten (2 < Tl < 10) vastgesteld.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
3.5
Bioaccumulatie
Accumulatie in
Uit de 21 locaties van het Hollandsch Diep zijn 15 monsters van
Corbicula sp. verzameld om de gehele of gedeeltelijke set chemische analyses te kunnen uitvoeren. Een aantal locaties zijn samengevoegd met naburige locaties om voldoende mosselen te hebben voor de diverse analyses. In
de Dordtsche Biesbosch zijn geen of onvoldoende mosselen gevonden om
bioaccumulatiemetingen te kunnen verrichten. Bijlage
geeft de gevonden ranges van gehalten microverontreinigingen in Corbicula sp. Daarnaast staan in de bijlage de resultaten van metingen in
polymorpha) uit het Hollandsch Diep (locatie
en uit het
(referentiemateriaal). Het is niet mogelijk gebleken om referentiemateriaal van Corbicula sp. te verkrijgen. In het kader van Nader
Onderzoek Nieuwe Merwede is een vergelijking gemaakt met gehalten in
Corbicula's verzameld in de Rijn bij Mainz en Duisburg. Hiervoor wordt
verwezen naar de betreffende rapportage [Den Besten,
Het is niet zonder meer mogelijk de gehalten van metalen en organische
microverontreinigingen
in Corbicula te vergelijken met gehalten
in Dreissena. Nikkei
bv. in
in hogere gehalten voor te komen dan in Corbicula's. Voor de
OMIVE wordt het omgekeerde
gevonden. Opvallend is dat het gehalte van de
van 7 standaard PCB's
in Dreissena's uit locatie 661 van het Hollandsch Diep ongeveer een factor
2 lager ligt dan de laagste gemeten waarde in Corbicula's uit het Hollandsch
Diep (t.o.v. Corbicula's uit locatie 661 een verschilfactor van bijna 4). Voor
de (toxische) mono- en non-ortho-PCB's in Dreissena zijn de verschillen
t.o.v. de ondergrens van de range voor de gehalten in Corbicula's
een
factor 4 en uitgedrukt in de
een factor 5 (niet gemeten in
Corbicula's uit locatie 661). Tussen de gehalten van OMIVE in Dreissena's
uit Hollandsch Diep en uit het Usselmeer worden duidelijke verschillen
gevonden (zie Bijlage Vll-A).
bijlage
t/m worden de gehalten van de afzonderlijke Corbiculamonsters vermeld (gehalten op
Voor o.a. cadmium en
kwik valt op dat de hoogste gehalten zijn gevonden in dieren uit het oostedeel van het Hollandsch Diep
de locaties 651 en 653). Verder zijn
ook de gehalten in dieren uit de
locaties 669/ 671 (havens
& gebied voor Volkerakdam) relatief hoog. Laatstgenoemde locatie valt,
met locatie 663 en de samengevoegde locaties 652/ 654/656 en
667/670, ook op door de hoge gehalten PCB's, PAK's en
ten in Corbicula's. Gehalten PCB's, PAK's en OCB's zijn i.h.a. wat lager in
de oeverlocaties 655, 660, 664, 665 en
in de diepe locatie
653.
Accumulatie in chironomiden en oligochaeten
Hollandsch
661, Dordtsche
751 en
twee locaties op het Markermeer zijn chironomiden (muggelarven) en
oligochaeten (wormen) verzameld t.b.v.
In bijlage
zijn de gehalten opgenomen. Uit het onderzoek komt vooral het
van Kuffeler naar voren als een locatie die
TEQ=dioxine
concentraties: de gehalten van deze PCB's zijn
naar dioxine-equivalente concentraties door per
PCB-congeneer het gehalte te
met de zgn
de verschilfactor
toxische potentie ten opzichte van dioxine
Vervolgens zijn de TEQ's
van de verschillende PCB's
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
34
bruikbaar is als referentielocatie. Ten opzichte van deze referentie zijn de
gehalten van de
contaminanten in oligochaeten en chironomiden
uit Hollandsch Diep en Dordtsche Biesbosch duidelijk verhoogd.
Accumulatie in vissen
De gehalten microverontreinigingen in vissen uit het Hollandsch Diep
en de Dordtsche Biesbosch worden in bijlage
vergeleken met gehalten gevonden in vissen uit het referentiegebied Oude Venen (Friesland) die
zijn gemeten in het kader van Nader Onderzoek Nieuwe Merwede [Den
Besten,
Aan de hand van vergelijking van
blijkt
duidelijk dat de gehalten PCB's en OCB's in vis uit Hollandsch Diep en
Dordtsche Biesbosch sterk verhoogd zijn t.o.v. referentiewaarden. Ook de
cadmium- en
zijn in sommige visgroepen uit Hollandsch
Diep en Dordtsche Biesbosch verhoogd t.o.v. referentiewaarden. Sommige
contaminanten, zoals
QCB en octachloorstyreen lijken ook in het
referentiegebied Oude Venen in een aantal monsters verhoogd te zijn.
Accumulatie in waterplanten
De gehalten microverontreinigingen in Schedefonteinkruid uit het
Hollandsch Diep en de Dordtsche Biesbosch staan in bijlage
en bijlage
t/m Zware metalen komen in waterplanten uit het Hollandsch
Diep en de Dordtsche Biesbosch in verhoogde concentraties ten opzichte
van Oude Venen voor. Er is geen duidelijk verband tussen de gehalten
zware metalen in Schedefonteinkruid en de verontreinigingsgraad van de
waterbodem. Wel valt op dat in Schedefonteinkruid uit de Dordtsche
Biesbosch voor veel stoffen hogere gehalten worden gevonden dan in
materiaal uit het Hollandsch Diep, hetgeen
met de hogere
verontreinigingsgraad van de bodem in de Dordtsche Biesbosch. Het hoogste gehalte kwik in Schedefonteinkruid is gevonden in het oostelijk deel van
het Hollandsch Diep (locatie 656), terwijl de waterbodem in dit deel van
het Hollandsch Diep tevens relatief sterk verontreinigd is. In het monster
waterpest (Elodea spp.) uit locatie 755 van de Dordtsche Biesbosch zijn uitzonderlijk hoge gehalten zware metalen gemeten. Deze
is
echter niet terug te voeren op een locatie-specieke verontreiniging met
zware metalen; mogelijk betreft het dus soortspecifieke verschillen in de
opname van metalen. De gehalten PCB's in (mengmonsters van) Schedefonteinkruid uit de Dordtsche Biesbosch, en de gehalten PAK's in materiaal
zowel Hollandsch Diep als Dordtsche Biesbosch zijn hoger dan in materiaal uit Oude Venen. OCB's zijn in materiaal uit het Hollandsch Diep en de
Dordtsche Biesbosch duidelijk aantoonbaar, i.t.t. materiaal uit Oude Venen.
Accumulatie in Aalscholver-eieren
bijlage
worden de gehalten microverontreinigingen vergeleken tussen eieren van Aalscholvers uit Dordtsche Biesbosch-kolonie (foerageerrichting Hollandsch Diep), eieren van de Ventjagersplaten-kolonie (ook
van dieren met foerageerrichting Hollandsch Diep) en eieren uit de kolonie
in het referentiegebied Brede Water. Voor alle kolonies geldt dat er een
grote variatie bestaat in de gehalten van zware metalen en OMIVE. De
hoogste gehalten van PCB's en de meeste OCB's worden echter steeds
gevonden in eieren van Aalscholvers die (voor een deel van de tijd) hebben
gefoerageerd op het Hollandsch Diep.
eieren uit de kolonie van het referentiegebied Brede Water zijn relatief hoge gehalten HCB, QCB, endrin en
sommige
gevonden.
Accumulatie in Aalscholver-kuikens
In het kader van het Nader Onderzoek Hollandsch Diep en Dordtsche
Biesbosch is ook
aan een onderzoeksproject waarvoor uit de
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
35
Aalscholverkolonies in de Dordtsche Biesbosch en het Brede Water elk 5
kuikens van ongeveer 7 weken oud zijn verzameld voor morfologisch/(bio)
chemisch onderzoek.
de lever van de kuikens zijn zware metalen en
organische microverontreinigingen geanalyseerd om te beoordelen of opgroeiende kuikens in de kolonie van de Dordtsche Biesbosch worden
gesteld aan hogere gehalten contaminanten (via de aangevoerde vis). Uit
tabel 9 blijkt dat kuikens uit de Dordtsche Biesbosch tot
hogere gehalten cadmium, PCB's en OCB's hebben. Kwik en dioxinen
minder
grote verschillen zien.
Aalscholverkuikens worden gevoerd
door een ouder
Foto
De
Tabel 9
Gehalten van contaminanten in levers van Aalscholverkuikens uit
Stof
e Biesbosch en Brede Water"
Kolonie Dordtsche Biesbosch
Range
Zware metalen
Cd
Hg
0.03 - 0.53
1.8-5.2
Mediaan
Kolonie Brede Water
Range (min-max)
Mediaan
0.40
4 B
0.04-0.12
2.1 - 3 . 4
0.05
2.9
dioxinen &
- 38 • 103
12-24
2.8 •
11.9
0.8 - 2.4
0.2 - 0.4
2 •
13 •
non-ortho-PCB's
E mono-ortho-PCB's
TEQ non- & mono-ortho-PCB's
TEQ dioxinen & dibenzoturanen
fS-HCH
HCB
QCB
Octachloorstyreen
Heptachloor
Dieldrin
p,p'-DDE
% drooggewicht
% vet
Uit beide kolonies zijn 5 kuikens van ± 7 weken oud
ng/kg vet; overige organische verbindingen in pg/kg vet.
boven de
gemeten.
58
32
70
763
77
304
<1
55
202
228
47
1394
28.5
4.2
<6-<8
7 - 16
< 3 -27
1 3 - 118
5-21
0 - 146
< 1 - 17
39 - 172
57 - 247
4-102
<3-3
89 - 710
25.5 - 30.0
3.6-4.7
0.3
Metalen in pg/g droog weefsel;
p.p'-DDT.
en
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
1.4
0.3
4.8
< 7 - 162
13-52
4 6 - 116
556 47 - 150
153 - 464
< 1 - 10
3 2 - 136
171 -252
- 277
6-67
1030 - 4739
27.1 -29.8
3.5-4.4
36
5
2-9
1 0 3 - 1.3
0.1 - 0 . 5
0.1 -0.2
13
10'
8
1.2
10'
0.5
0.1
<8
3
87
8
92
6
52
75
59
<2
400
29.3
4.1
concentraties in
zijn niet
1994 is een aanvullend onderzoek gedaan naar de opname van
contaminanten in bodemorganismen. Hierbij is sediment uit de Dordtsche
Biesbosch locaties 751 en 755 in drievoud ingezet in een 28 dagen durende
bioassay met aquatische oligochaeten. Het doel van dit onderzoek was om
de beschikbaarheid van de verontreinigingen in verouderd sediment te vergelijken met de op basis van evenwicht-partitie (EP) theorie voorspelde beschikbaarheid. De resultaten van dit bioaccumulatie-experiment zijn reeds
elders in detail beschreven [Den Besten, 1996]. Uit het onderzoek komt
naar voren dat er geen verschillen zijn in de beschikbaarheid van contaminanten tussen de meer stagnante delen van de Dordtsche Biesbosch (locatie 755) en delen met relatief veel
(locatie 751). Uit de
vergelijking van gemeten beschikbaarheid met voorspelde beschikbaarheid
op basis van EP blijkt dat sommige pesticiden en PAK minder beschikbaar
lijken te zijn dan voorspeld op basis van EP (verschil tot factor 40), terwijl
de
en
nauwelijks afwijken van op basis van EP voorspelde concentraties. Een voor het Nader Onderzoek belangrijke conclusie
is verder dat de gehalten die in de 4 weken blootgestelde oligochaeten zijn
gevonden, vergelijkbaar zijn met de concentraties in oligochaeten of chironomiden uit het veld (waarvan de gegevens staan in bijlage
Beoordeling doorvergiftigingsriscico's
Mosselen
De accumulatie van contaminanten in zoetwatermosselen kan een
risico inhouden voor dieren hoger in het voedselweb. Ophoping van toxische stoffen kan optreden via twee voedselketens:
•
mosselen
vogels (o.a. Kuifeenden);
•
mosselen
mossel-etende vissen (o.a.
- visetende vogels
(o.a. Aalscholvers).
De beoordeling van het doorvergiftigingsrisico via
voedselketen is uitgevoerd door een vergelijking te maken tussen de gehalten van
contaminanten in mosselen op versgewichtbasis met
risiconiveau's (MTR's) die speciaal voor de voedselrelatie
etende predatoren zijn berekend. Deze MTR's staan in bijlage
Uit de
vergelijking van de accumulatie-niveau's in mosselen (bijlage
t/m
met de corresponderende MTR's komt naar voren dat cadmium en kwik de
MTR overschrijden met een factor tot boven
De groep van toxische
PCB's (non- en
gesubstitueerd) is in een tweetal monsters
gemeten. De gehalten liggen resp. 24 en 72
boven MTR-niveau (uitgedrukt als
toxische PCB's en
naar TEQ: dioxine-equivaconcentraties). Wanneer we in de overige
kiezen als gidsstof7 voor de dioxine-equivalente gehalten van toxische
PCB's, varieert de MTR-overschrijding tussen een factor 7 en 22. De risico's
via de voedselketen
worden
besproken (zie
sen). Omdat de overschrijdingsfactoren van de MTR's meer dan 10 bedragen (zie tabel 12) spreken we van ernstige risico's.
Uit diverse onderzoeken blijkt dat de verschillende PCB's in een vaste verhouding in het
milieu voorkomen. De verhouding tussen
en de som van de concentraties van
toxische PCB's (de som TEQ) die is afgeleid uit de resultaten van eerder uitgevoerde
metingen kan daarom worden gebruikt om aan de hand van PC8-153-concentraties de
concentraties toxische PCB's (som TEQ) te schatten. Zie ook bijlage
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
37
Muggelarven en wormen
De accumulatie van contaminanten in muggelarven (chironomiden)
en wormen (oligochaeten) kan een risico inhouden via twee voedselketens:
•
chironomiden en oligochaeten
benthos-etende vogels
lopers);
•
chironomiden en oligochaeten
benthos-etende vissen (o.a. Pos,
visetende vogels (o.a. Aalscholvers).
Vergelijking van gehalten op versgewichtbasis (zie bijlage
t/m met
MTR's voor doorvergiftiging van vogels geven duidelijke aanwijzingen voor
risico's van cadmium, kwik en PCB's. Omdat cadmium de MTR met een
factor van meer dan
overschrijdt, worden voor zowel Hollandsch Diep
als Dordtsche Biesbosch ernstige risico's geconcludeerd.
Vissen
Vergelijking van naar versgewicht
gehalten met MTR's
voor de risico's van doorvergiftiging van vogels toont aan dat met name
PCB's risico's geven (zie bijlage
De gehalten PCB's in grotere vissoorten, en met name in paling, overschrijden de MTR met een factor van
rond 50. Op grond hiervan is er sprake van ernstige risico's.
Waterplanten
bijlage Vll-G worden per locatie de gehalten zware metalen op
versgewichtbasis weergegeven. Vergelijking van de contaminantgehalten
met MTR's voor de doorvergiftiging van planten-etende vogels (bijlage VIIF) wijst uit dat cadmium en kwik ernstige risico's kunnen geven via accumulatie in waterplanten. Uit de resultaten van analyses van non- en monoortho-PCB's in
van Schedefonteinkruid (bijlage Vll-G) blijkt
dat ook via waterplanten PCB's een risico kunnen
voor vogels.
doorvergiftigingsrisico's op basis van gemeten gehalten
tabel 10 wordt een samenvatting gegeven van het
onderzoek in de vorm van de waargenomen MTR-overschrijdingen. Bij deze tabel dient te worden
dat slechts voor een beperkt aantal
stoffen een dergelijke beoordeling van het doorvergiftigingsrisico mogelijk
is (voor
van deze stoffen, zie bijlage
De resultaten van de risicobeoordeling per locatie staan in tabel
(zie
41).
Foeragerende Kleine zwanen.
Foto
Moedt/Foto Natura
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
38
Tabel
Risico
Samenvatting doorvergiftigingsrisico's.
van ....
Mosselen"
Muggelarven
Wormen
Vissen
Waterplanten
cadmium
kwik"
toxische PCB's"
cadmium
toxische PCB's"
cadmium
kwik"
toxische PCB's"
cadmium
kwik"
toxische PCB's"
cadmium
kwik"
toxische PCB's"
Aantal
overschrijding
MTR voor Hollandsch
Dlep( range)
Aantal maal overschrijding
MTR voor Dordtsche
Biesbosch (range)
9-47
1 -6
7-22
7
« 1
4
.
-
I9
2
12
3
3
5
<1 -2
< 1 - 1,4
1,5-40
15-65
<1 -15
4
< 1 -2
<1 -2
- 55
25 - 925
3-71
8
-
" Beoordeling van de risico's van doorvergiftiging van
wordt
door de relatief hoge detectiegrens (0.06 pg/kg) in vergelijking tot de MTR (0.4 pg/kg). In
slechts twee monsters heptachloorepoxide aangetoond: 0.36 en 0.49 pg/kg
Deze gehalten liggen rond MTR-niveau, hetgeen betekent dat ook heptachloorepoxide bijdraagt aan het doorvergiftigingsrisico.
" Kwik beoordeeld als zijnde voor 100% aanwezig in de vorm van
(worst-case
benadering).
" Toxische PCB's (non- en
gesubstitueerd) geschat op basis van
Dordtsche Biesbosch is geen jonge Blankvoorn (< 10 cm) gevangen; heeft naar verwachting lagere gehalten PCB's.
Accumulatie in vogels
Voor een gedetailleerde beschrijving van de uitkomsten van de MC 2 berekeningen en de calibraties van CHEOPS voor het Hollandsch Diep en
de Dordtsche Biesbosch wordt verwezen naar de betreffende technische
rapportages [WL, 1994a; 1994b].
tabel
worden de gecalibreerde
accumulatieniveau's in vogels weergegeven. Tevens vermeldt de tabel de
kritische niveau's en de ernstig-risico-niveau's voor de gehalten cadmium,
PCB-153 en DDT + DDE (zie voor de afleiding van deze
bijlage
Opvallend is dat cadmium in Kuifeend 8-10x sterker
dan in visetende vogels, als gevolg van de veel hogere
centraties in het voedsel van de Kuifeend (mosselen) in vergelijking met
vissen. De
wijzen uit dat de gehalten cadmium in
Kuifeend en Steltlopers ver boven het kritisch niveau liggen (minimaal een
factor 5), maar onder het ernstig risico-niveau blijven. Verder veroorzaakt
vooral PCB-153 (beoordeeld als gidsstof voor de groep van toxische nonen
risico's: de calibratie-uitkomsten voor
geven overschrijding van het kritische niveau in alle
vogelsoorten en in Aalscholver, Fuut en Kuifeend tevens overschrijding van het
ernstig-risico-niveau (tabel
Een belangrijke
is de berekende bijdrage van voedsel
aan de accumulatie. Deze bijdrage kan hoog zijn doordat de verontreinigingsgraad van de waterbodem naar verhouding
hoger is dan
die van het oppervlaktewater (in rivieren en kreken is geen sprake van
milieuchemisch evenwicht tussen waterbodem en oppervlaktewater). Voor
kleine
in het Hollandsch Diep
uit de CHEOPS-berekeningen dat van cadmium,
en DDT + DDE resp. 45, 91 en 67% accuvia het voedsel.
is dat grofweg de helft van het
voedsel bestaat uit
en de rest bestaat uit fytoplankton en
suspended detritus. Voor vissen is voedsel de
bron van opname van
en DDT + DDE: resp. 99 en 81 % voor bv.
vis. Cadmium is bij
vissen met name afkomstig uit
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
Tabel
Met CHEOPS berekende
niveau's
vogels".
Cadmium
versgewicht)
Deelgebied. Vogelsoort
PCB-153 (mg/kg
versgewicht)
DDT + DDE (mg/kg
versgewicht)
11
0.65
2.6
032
1.9
0.22
0.52
013
Hollandsch Diep
Aalscholver
Kuifeend
Fuut
Steltlopers
0056
0.51
0.060
024
Dordtsche Biesbosch
Aalscholver
Kuifeend
Fuut
Steltlopers
0.070
0.83
0.11
0.37
7.6
1.0
2.6
0.29
1.4
0.22
0.05 / 4.3
0.05 / 4.3
0.3/3
0.1 / 1
4 7/90
1 8/35
Ernstig
Aalscholver
Kuifeend, Fuut. Steltlopers
" Bij deze berekeningen is gebruikt gemaakt van deelgebiedsgemiddelde
Overschrijdingen van de ernstig-risicogrens (zie onderaan in tabel) zijn in
ven. Voor de afleiding van het kritisch- en
zie bijlage VIII.
weergege-
voedsel (68 - 82%), maar wordt door andere vissen met name uit het water opgenomen (tot 97%). Het model
hiermee
dat voor
visetende vogels 85% of meer van het opgenomen PCB-153 en DDT +
DDE afkomstig is uit de verontreinigde waterbodem van het Hollandsch
Diep. Voor cadmium hangt dit sterk af van de samenstelling van het dieet
van de
(aandeel bodemdetritus-etende vissen vs andere vissoorten).
De calibratie-uitkomsten voor de Dordtsche Biesbosch zijn vergelijkbaar.
FARAO-berekeningen
bijlage
staan de resultaten van de berekeningen met FARAO
voor de afzonderlijke locaties. Voor deze berekeningen is gebruik gemaakt
van het op deelgebied gecalibreerde CHEOPS, van locatiespecifieke MC 2 voedselwebben en van locatiespecifieke informatie over water- en waterdie is gegenereerd met RAMING. In bijlage Vlll-B worden
tevens oppervlaktegewogen
gegeven, die vergelijkbare
zouden moeten opleveren als de
sten van de CHEOPS-calibratie zoals weergegeven in tabel
(de belangrijkste verschillen kunnen gelegen zijn in de invoer van gehalten van
contaminanten in water en waterbodem, die in het ene geval uit RAMING
afkomstig zijn en in het andere geval uit
De berekende accumulatieniveau's stemmen goed overeen, behalve de gehalten Cd en PCB153 in Steltloper en Cd in Kuifeend, waarvoor FARAO een 2 tot 3 maal hogere (gebiedsgemiddelde)
geeft dan het gecalibreerde CHEOPS.
Locatiespecifieke beoordeling doorvergiftigingsrisico's
tabel 12 staan de uitkomsten van de schattingen van de doorvergiftigingsrisico's op basis van gemeten gehalten in voedsel en op basis van
berekeningen van de gehalten in vogels. De gemeten gehalten cadmium,
kwik en PCB's geven aanleiding tot het oordeel "ernstig risico" voor de
meeste locaties van de twee deelgebieden. Ook de modeluitkomsten wijzen dit uit: voor alle locaties van het Hollandsch Diep en de Dordtsche
Biesbosch overschrijden de berekende gehalten
het ernstig-risiconiveau (beoordeeld als gidsstof voor de groep van toxische non- en monoortho-PCB's) in Aalscholver en in Fuut. Voor de diepe Hollandsch Dieplocatie 669 wordt voor Aalscholver
een overschrijding van het ernstigrisiconiveau met meer dan een factor 10 berekend (zie bijlage Vlll-B).
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
40
Tabel 12
Risico's bioaccumulatie in Hollandsch
Diep en Dordtsche
Locatie
Hollandsch Diep
651 (ondiep)
652 (ondiep)
653
654
655 (ondiep)
656 (ondiep)
657
658
659
660 (ondiep)
661
662
663
664 (ondiep)
665 (ondiep)
666
667
668 (ondiep)
669
670
671 (de havens)
Dordtsche Biesbosch
751 (ondiep)
752 (ondiep)
753 (ondiep)
754 (ondiep)
755 (ondiep)
756 (ondiep)
757 (ondiep)
Gemeten gehalten
Mosselen Waterplanten
Aalscholver
Berekende gehalten
Fuut Kuifeend Steltlopers
-
•
+
±
+
+
+
+
*
•
•
+
+
+
+
+
+
+
r
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
±
±
±
+
±
+
+
+
t
*
+
+
•
+
•
+
+
•
+
±
•
•
+
+
+
+
+
+
+
+
•
•
+
•
+
+
+
4
•
•
•
•
•
+
+
+
±
±
±
±
+
±
±
+
±
+
+
•
•
•
•
•
»
•
+
•
+
•
*
*
+
+
•
+
+
= ernstig risico; ± = matig risico boven
toelaatbaar risico-niveau; - = toelaatbaar risico
Ernstig risico voor toppredatoren op basis van metingen indien
meer dan
de MTR overschrijden; ernstig risico voor toppredatoren op basis van berekende gehalten in vogels indien gehalte boven het criterium "ernstig
ligt; matig risico voor toppredatoren op basis van metingen indien bioaccumulatieniveau's
de MTR overschri|den. met een factor tussen 1 en 10; matig risico voor toppredatoren
op basis van berekende gehalten in vogels indien gehalte boven het criteriium "kritisch
niveau" ligt en onder het "ernstig risico" (ER-niveau). Zie ook tekst in par. 3.5.
Geen materiaal gevonden
Locatie is geen foerageergebied voor Steltlopers
Voor locatie 671 geen
beschikbaar.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
42
4
Urgentiebepaling en afleiding risico-volgorde
4.1
Urgentie op basis van risico's voor het ecosysteem
Uitgangspunten urgentiebepalingsmethode
Volgens de in het Nader Onderzoek Zuidrand gehanteerde
tiek is er sprake van urgentie wanneer voldoende is aangetoond dat de bodemverontreiniging leidt tot ernstige effecten op de bodemlevensgemeenschap of ernstige risico's inhoudt voor toppredatoren, op grand waarvan
gesproken kan worden van functieaantasting. De effecten op de bodemlevensgemeenschap zijn beoordeeld door gegevens uit
(inventarisatie
om effecten op benthos te indentificeren) te combineren met bioassays en chemische analyses van de
kwaliteit.
deze
benadering, ook wel Triade-beoordeling
genoemd [Chapman, 1986; Van de Guchte, 1992], worden oorzaak-gevolg
relaties als
gelegd: in het veld waargenomen effecten kunnen worden
toegeschreven aan de bodemverontreiniging indien met bioassays toxiciteit
van het sediment is aangetoond, die verklaarbaar is op basis van de gemeten gehalten contaminanten in het sediment. Saneringsurgentie wordt
geconcludeerd wanneer aan bovenstaande voorwaarden is voldaan en er
bovendien voldoende aanwijzingen zijn voor ernstige verstoring van de
en/of ernstige effecten in bioassays.
De risico's van bioaccumulerende stoffen kunnen veroorzaakt worden zowel door een slechte waterkwaliteit als door een slechte
Daarom is bij de bepaling van de urgentie op basis van doorvergiftigingsrisico's als eis gesteld dat het over ernstige risico's moet gaan en dat aanmoet zijn dat de
stoffen voor een belangrijk deel
afkomstig
uit de waterbodem.
Urgentiebepalingsmethode
Het eindoordeel voor de effecten op macrofauna is per locatie gelijkgesteld aan het toetsingsresultaat van de (voor die locatie) gevoeligste
parameter. Wel is voor de afleiding van het eindoordeel een selectie van
gemaakt: voor de urgentiebepaling zijn van de
alleen dichtheden (aantallen per m3), verhoudingen tussen dichtheden van verschillende taxonomische groepen en het percentage kaakafwijkingen bij muggelarven gebruikt. Soortsdiversiteitspara(aantallen soorten) zijn niet gebruikt. De belangrijkste reden
hiervoor was dat in met name het Hollandsch Diep in locaties met een relatief schone toplaag (zoals 660, 664, 665 en 668) en relatief lage toxiciteit
bioassays) toch een zeer lage soortsdiversiteit van chironomiden,
oligochaeten, bivalven en larven van bijzondere insekten is gevonden. Op
van deze constatering, en omdat de urgentiebepaling zich baseert op
het oordeel van de gevoeligste parameter, is besloten om de de toetsingsuitkomsten van soortsdiversiteits-parameters voor de urgentiebepaling niet
mee te
(wel voor het bepalen van de risico-volgorde, zie verder).
Ook het eindoordeel van de bioassay-resultaten is per locatie gelijkgesteld
aan het toetsingsresultaat van de (voor die locatie) gevoeligste parameter.
De verklaarbaarheid van de in bioassays waargenomen effecten is bepaald
door per stof te kijken in hoeverre de concentratie in het sediment het in
de literatuur gerapporteerde no-observed-effect-niveau (NOEC) voor de
betreffende bioassay overschrijdt. Voor de Triade-beoordeling is een
Biotisch effectonderzoek Hollandsch
en Dordtsche Biesbosch
43
van laagst gerapporteerde NOEC's opgesteld [Mulder, 1994] (zie bijlage
IX). Per stof zijn NOEC-overschrijdingsfactoren berekend door het gestandaardiseerde gehalte van elke contaminant te delen door de NOEC van die
contaminant. Dit levert per stof en per testorganisme het aantal "toxic
units" (TU's). het aantal TU's hoger dan 1, dan kan deze stof alleen al
verantwoordelijk worden beschouwd voor eventueel waargenomen toxiciteit in de betreffende bioassay. Om rekening te kunnen houden met
binatietoxiciteit, zijn de TU's van de stofgroepen zware metalen, PCB's.
PAK's en organochloorbestrijdingsmiddelen gesommeerd. Voor de interpretatie van de bioassayuitkomsten is gesteld dat wanneeer de
van
een bepaalde stofgroep de waarde 1 overschrijdt, dit een indicatie is dat de
gevonden effecten zijn veroorzaakt door verontreinigingen in het sediment
er is voldoende verklaarbaarheid).
De risico's die optreden als gevolg van bioaccumulatie in voedselketens
(risico's voor effecten op toppredatoren) zijn beoordeeld op basis van gemeten en berekende gehalten. Gemeten bioaccumulatie-niveau's in mosselen of waterplanten zijn vergeleken met MTR's zoals beschreven in § 3.5.
Overschrijding van de MTR met een factor van meer dan 10 is aangeduid
met "ernstig risico". Met het model FARAO berekende gehalten in vogels
(alleen voor de stoffen cadmium, PCB-153 of DDT + DDE) zijn vergeleken
met het betreffende ernstig-risiconiveau (zie § 3.5). Ook in het geval van
de risico's via bioaccumulatie is verder gekeken naar de "verklaarbaarheid":
in hoeverre wordt onder de geldende locatie-specifieke omstandigheden
bodem, relatief schoner water aangevoerd door de rivieren, zie § 3.5)
de waterbodemkwaliteit verantwoordelijk geacht voor de opname van contaminanten in de voedselketen (zie criteria
Urgentiecriteria
Urgentie op basis van de Triade is geconcludeerd indien:
een ernstig effect is waargenomen in de
dat
wordt ondersteund met minimaal een matig effect in een of meerdere
bioassays; ofwel: een matig effect is waargenomen in de macrofaunainventarisatie terwijl een of meerdere bioassays ernstige effecten
zien; en
de gevonden effecten verklaarbaar zijn omdat voor de bioassay met de
sterkste respons de som TU van een groep contaminanten groter is dan
1
,,
>1);
stofgroep
ofwel:
gemeten of berekende accumulatieniveaus uitwijzen dat er sprake is
van ernstige risico's (gehalten boven 10 x MTR- of boven ER-niveau);
en
kan worden gemaakt dat meer dan 50% van de contaminant afkomstig is uit de bodem en het gehalte in de toplaag van het
sediment in klasse III of IV valt.
Resultaten urgentiebepaling Hollandsch Diep: effecten op benthos
De resultaten van de urgentiebepaling staan in tabel
en worden
weergegeven in figuur 4A. Ernstige effecten op benthos zijn met
name waargenomen in de diepe locaties van het Hollandsch Diep
de
havens), maar ook in de oeverlocaties van het oostelijk deel van het
Hollandsch Diep.
de (zandige) oeverlocaties van het Hollandsch DiepMidden en Hollandsch Diep-West zijn overwegend matige effecten gevonden. De
bevestigen het beeld van de veldinventarisatie:
ernstige effecten worden vooral waargenomen met sediment uit de diepe
delen van het Hollandsch Diep
de diepe locatie direct benedenstrooms van de Nieuwe Merwede, locatie 653),
met sediment uit
Biotisch effectonderzoek Hollandsch
en Dordtsche Biesbosch
44
Tabel 13
Resultaten urgentiebeoordeling
voor Hollandsch Diep en Dordtsche
Biesbosch
Locatie
benthos
Hollandsch Diep
651 (ondiep)
652 (ondiep)
653
654
655 (ondiep)
656 (ondiep)
657
658
659
660 (ondiep)
661
662
663
664 (ondiep)
665 (ondiep)
666
667
668 (ondiep)
669
670
671 (de havens)
Dordtsche Biesbosch
751 (ondiep)
752 (ondiep)
753 (ondiep)
754 (ondiep)
755 (ondiep)
756 (ondiep)
757 (ondiep)
+
+
+
+
+
+
t
Effecten
in bioassays
•
-
r
+
+
•
t
+
*
1
t
t
t
+
±
+
ja
nee
fa
nee
ja
ja
ja
ja
I
±
ft
•
'
Verklaarbaarheid
nee
nee
nee
ja
|a
/ +
r l r
nee
ja
nee
nee
]a
ja
nee
ja
nee
nee
ja
ja
ja
ja
la
t
-
ja
(ja)"
)a
nee
nee
nee
nee
nee
ja
nee
+/+
r l r
±/ +
+/ +
r l r
nee
nee
nee
|a
r l r
+
?/
?/ +
?/ +
nee
nee
ja
|a
|a
nee
nee
ja
nee
ja
nee
ja
nee
|a
nee
nee
ja
ja
|a
nee
nee
nee
ia
•
-
Urgent ?
+/+
nee
+
±
t
Risico
voor
toppredatoren
Meting /
Model"
nee
r
+
±
Urgent ?
ja
ja
(a
nee
(a
nee
nee
ja
nee
nee
ja
fa
|a
|a
nee
fa
fa
nee
" Afleiding urgentie op basis van waargenomen effecten zoals beschreven
Den Besten
(1993): urgentie indien een van beide categorien (effecten op benthos / effecten
bioassays) ernstig (+)
de andere categorie
minimaal scoort, en er sprake is
van
De resultaten uit de
"urgent ?" zijn
de eindnota [Den Besten ef al.,
" Urgentie op basis van ernstig risico's voor toppredatoren wanneer a) bioaccumulatieniveau's
veldmateriaal meer dan
MTR
of b) met FARAO berekende gehalten
vogels boven ernstig-risico-niveau liggen. Urgentie is vastgesteld wanneer de risico's worden
veroorzaakt door een
afkomstig uit de waterbodem ("verklaarbaarheid" aan de
hand van gemeten concentratie PCB-153
? betekent: geen veldmatenaal voorhanden voor meting bioaccumulatieniveau's. De resultaten uit de kolom "urgent ?"
overgenomen in de eindnota [Den Besten ef
gebaseerd op
•" Niet relevant omdat geen ernstige effecten zijn waargenomen.
1993-1995).
de zuidoevers van het Hollandsch Diep-Oost (locatie 652 en 656).
de
oeverlocaties van het Hollandsch Diep-Midden en het Hollandsch DiepWest en in de diepe delen van Hollandsch Diep-West zijn minder vaak ernstige effecten waargenomen. Uit de beoordeling van de verklaarbaarheid
van de effecten aan de hand van toxic units (zie bijlage IX) komen zware
metalen, PAK's en organochloorbestrijdingsmiddelen naar voren als stofgroepen waarvan de toxiciteit dermate hoog is dat de waargenomen effecten kunnen worden verklaard. Met name combinaties van in de vervuilde
waterbodem aangetroffen gehalten cadmium, kwik,
nikkel, koper,
zink, benzo[a]pyreen, pyreen, antraceen, fuorantheen, benzo[k]fluorantheen, fenantreen en endrin kunnen verantwoordelijk worden gehouden
voor de effecten. Als groep dragen de zware metalen dragen het sterkst bij
aan de verklaarbaarheid van de effecten op de watervlo Daphnia magna,
terwijl voor de muggelarf Chironomus riparius ook de PAK-verbindingen
en
van belang zijn. De verklaarbaarheid
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
van de effecten in de Microtox-test dient vooral bij de PAK's te worden
hoewel voor deze test er duidelijk onvoldoende NOEC-gegevens
zijn om effecten door organochloorbestrijdingsmiddelen te kunnen uitsluiten. De effecten op Daphnia magna zijn niet te herleiden op de concentraties PCB's (de NOEC's liggen veel hoger dan de gevonden gehalten PCB's);
voor Chironomus riparius en Microtox is niets bekend over de gevoeligheid
voor PCB's.
Op grond van de urgentiecriteria zijn alle diepe- en oeverlocaties van het
Hollandsch Diep-Oost urgent
de diepe locatie en de oeverlocatie direct
van de Nieuwe Merwede (tabel
In het Hollandsch
Diep-Midden en het Hollandsch Diep-West zijn alle diepe locaties urgent,
inclusief de havens. Voor Hollandsch Diep-West geldt weliswaar dat in bioassays geen ernstige effecten zijn gevonden, maar wel traden matige effecten op, die de aanwijzingen voor ernstige effecten uit de veldinventarisatie
voldoende ondersteunen. Geen van de oeverlocaties van Hollandsch DiepMidden en Hollandsch Diep-West zijn urgent op basis van "effecten op
benthos" omdat voor het
matige effecten zijn waargenomen,
die niet verklaarbaar zijn.
Figuur 4
Uitkomsten urgentiebepaling voor het Hollandsch
Diep. A: urgentie afgeleid met de Triade-beoordeling (ernstige effecten op benthos); B: urgentie op
basis van ernstige risico's voor doorvergiftiging toppredatoren.
A: Effecten op benthos
B: Risico's voor doorvergiftiging
Urgentie oordeel
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
ja
nee
METER
Figuur 5
Uitkomsten urgentiebepaling voor de Dordtsche Biesbosch. A: urgentie afgeleid met de Triade-beoordeling (ernstige effecten op
benthos); B: urgentie op basis van ernstige risico's voor doorvergiftiging top-predatoren
A: Effecten op benthos
B: Risico's voor doorvergiftiging
Urgentie oordeel
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
4/
ja
nee
Resultaten urgentiebepaling Dordtsche Biesbosch: effecten op benthos
De resultaten van de urgentiebepaling staan in tabel
en worden
weergegeven in figuur 5A. Van de locaties in de Dordtsche
Biesbosch is in locatie 757 de sterkste verstoring van bodemmacrofauna
gevonden. Deze locatie staat in open verbinding met het Hollandsch Diep.
locatie 751 en in de meer stagnante delen van de Dordtsche Biesbosch
zijn matige effecten op macrofauna gevonden. Met bioassays zijn alleen
ernstige effecten waargenomen in locaties die direct in contact staan met
het Hollandsch Diep (locaties 751 en 757), matige effecten in de locaties
752, 754, 755 en 756, en geen effecten in locatie 753. Voor de meeste
locaties van de Dordtsche Biesbosch,
de relatief schone locaties 753
en 756, geldt dat de effecten verklaarbaar (zouden) zijn op grand van de
concentraties zware metalen, PAK's en sommige organochloorbestrijdingsmiddelen (vergelijkbare of hogere waarden voor TU als in het Hollandsch
Diep). Omdat echter ernstige effecten op macrofauna of in bioassays alleen
zijn waargenomen in de locaties 751 en 757, wordt alleen voor deze locaties urgentie op basis van "effecten op benthos" geconcludeerd (tabel
Resultaten urgentiebepaling op basis risico's voor toppredatoren in
Hollandsch Diep en Dordtsche Biesbosch
Voor cadmium geldt dat
in het geval van de door dit zware
risico's in de voedselketen
het
cadmium voor meer dan 50% afkomstig is uit het water (zie § 3.5). Voor
andere voedselketens (benthos-vis-visetende vogels) is de opname van
cadmium uit water nog belangrijker, hetgeen tevens een geringere
stelling van de voedselketens
Voor kwik moet rekening worden
gehouden met ernstige risico's op doorvergiftiging (op grand van de worstcase aanname dat alle kwik aanwezig is als
Voor kwik is echter geen
uitgevoerd, zodat het onduidelijk is of de bodemkwaliteit de oorzaak van deze risico's is.
Voor PCB's kan wel aannemelijk worden gemaakt dat de stoffen uit de toplaag van het sediment in de voedselketen terecht komen (zie § 3.5). Bovendien zijn de risico's voor doorvergiftiging met PCB-153
gidsstof voor de
groep van PCB's met dioxine-achtige werking) in vis-etende vogels het
hoogst (zie beoordeling gemeten gehalten in o.a. vissen). Daarom is voor
het vaststellen van het urgentie-oordeel op
van doorvergiftigingsrisico's alleen gekeken naar de groep PCB's. Getoetst aan
criteria is urgentie geconcludeerd voor de diepe locaties van het Hollandsch
Diep m.u.v. de locatie direct benedenstrooms van de Nieuwe Merwede, de
ondiepe locaties langs de zuidoever van het Hollandsch Diep-Oost en de
locaties van de Dordtsche Biesbosch m.u.v. locatie 757 en de relatief schone locaties 753 en 756 (tabel
4B en 5B). De uitkomsten van de
urgentiebepaling van de risico's voor doorvergiftiging van visetende vogels
komen vrijwel overeen met de urgentiebepaling op basis van de humane
risico's die optreden bij
(waar ook
de hoogste
risico's geeft; zie eindnota).
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
48
4.2
Risicovolgorde op basis van
(MCA)
De effect- en risicogegevens zijn tevens verwerkt met een multicriteriaanalyse (MCA). Deze analyse levert een risicovolgorde van verontreinigde
locaties op die gebaseerd is op een
waarde voor de mate van
risico voor het ecosysteem. Met deze techniek worden de onderzoeksgegevens8 geclassificeerd in een variabel aantal klassen van "goed" (= geen
risico/effect, lage prioriteit om te saneren) tot "slecht" (= wel risico/effect,
hoge prioriteit om te saneren)9. De scores van de verschillende aspecten
worden volgens een bepaalde structuur (criteriaboom) bij elkaar opgeteld,
na vermenigvuldiging met vooraf aan de aspecten toegekende gewichten.
Uit onderlinge vergelijking van de totaalscore per locatie
de plaats in
de risicovolgorde. In tegenstelling tot het urgentieoordeel, dat gebaseerd is
op categorien van onderzoeksparameters
bioassayeffecten, risico's voor toppredatoren),
in de MCA elke parameter afzonderlijk mee, zodat een waarde (numerieke score) voor de gesommeerde
effecten/risico's ontstaat. Voor het Nader Onderzoek Zuidrand is een spemodule (RapMCA) ontwikkeld die onderdeel is van het softwarepakket Rapsodie (Resource Analysis, 1994).
De in het Nader Onderzoek gebruikte MCA-boom bestaat uit drie hoofdtakken: risico's voor volksgezondheid, risco's voor het ecosysteem en risico's
als gevolg van
van contaminanten. De indeling wordt uitvoerig
beschreven in de eindnota [Den Besten et al., 1997]. De opbouw van het
hoofdaspect "risico voor het ecosysteem" is weergegeven in figuur 6. Het
"risico voor het ecosysteem" is onderverdeeld in "(risico voor)
effecten op top-predatoren" en "effecten op benthos (bodemorganismen)".
Het aspect "effecten op top-predatoren" is verdeeld in het aspect "kwaliteit voedsel" en het aspect "accumulatie". Onder deze aspecten zijn resp.
de gemeten gehalten in mosselen of waterplanten, en de FARAO-berekeningen gerangschikt. Het aspect "effecten op benthos" is weer onderverdeeld in het aspect "toxiciteit" waarbinnen de resultaten van de bioassays
zijn beoordeeld, en het aspect "diversiteit" met de verschillende
(zie § 2.4) als subaspecten.
Parameters worden in de MCA criteria genoemd; om
met het begrip "criteria" in de betekenis van
waaraan wordt getoetst" te vermijden wordt in dit
rapport in plaats van criteria in MCA de term "aspect" gebruikt
De
zijn zoveel mogelijk
d.w.z. bepaald door de range van meetwaarden tussen die in een vervuilde en in een onvervuilde situatie verwacht zouden
worden. en dus niet de range van waarden
binnen het desbetreffende
Hiermee is gewaarborgd dat onderscheid tussen lokaties een
betekenis
heeft
een
verschil in (de kans op) het optreden van effecten), en niet
wordt aangebracht als gevolg van
Wanneer de risicovolgorde van lokaties daadwerkelijk wordt gebruikt om te
voor een
moeten eerst de lokaties worden geselecteerd waarvoor de
urgentie om te saneren is komen vast te
Biotisch effectonderzoek Hollandsch
en Dordtsche Biesbosch
49
Figuur 6
Schematische w e e r g a v e v a n een gedeelte van d e M C A - c r i t e r i a b o o m :
het h o o f d a s p e c t "risico's voor het e c o s y s t e e m " O p v e r t a k k i n g s p u n t e n zijn a a n g e g e v e n d e lokale g e w i c h t e n ( t e n o p z i c h t e v a n andere
aspecten o p d e z e l f d e
H e t h o o f d a s p e c t "risicico's v o o r het
e c o s y s t e e m " heeft net als d e t w e e andere (niet afgebeelde) h o o f d a s p e c t e n het g e w i c h t 0.33 g e k r e g e n . V o o r een uitvoerige beschrijving
van d e b o o m e n d e g e w i c h t e n w o r d t v e r w e z e n naar het e i n d r a p p o r t
van het N a d e r O n d e r z o e k .
Risico's v o o r
het ecosysteem
0.33
1
Effecten op
toppredatoren
0.3
Effecten o p
benthos
0.7
Kwaliteit voedsel
0.6
Mosselen
0.5
Accumulatie
0,4
Toxiciteit
0.5
Planten
0,5
0.33
Muggelarf
0.33
0,5
0,33
Cd
Hg
PCB153
HCB
Aalscholver
0,25
Fuut
0,25
Steltloper
0.25
Cd
Cd
Cd
PCB
PCB
PCB
DDE
Kuifeend
0.25
Aantal
Soorten
0,286
Dichtheden
Verhoudingen
0,286
afwijkingen
Cd
-
PCB
-
Bivalven
Chironomiden
-
Bivalven
CTCT
"I
totaal
-
dieldrin
.
ppDDE
Voor de MCA zijn dezelfde resultaten van veldwaarnemingen, bioassays
en bioaccumulatiemetingen en -modelberekeningen gebruikt als voor de
urgentiebepaling. Waar het bij de urgentiebepaling echter ging om het
onderscheid urgent ja/nee, is bij de MCA, die is ingezet voor de afleiding
van de risicovolgorde van urgente locaties (t.b.v. prioritering), de beoordeling voor sommige aspecten verfijnd. Voor effecten op benthos en effecten
in bioassays is het onderscheid tussen geen, matig en ernstig effect aangehouden. Voor de beoordeling van bioaccumulatie zijn meerdere risicoklassen
bv voor gehalten in vogels:
klasse 1
0 - 0.01 x MTR-niveau
klasse 2
klasse 3
0.01 x MTR - 0.1 x MTR
0.1 x MTR - 1 x MTR
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
50
klasse 4
klasse 5
klasse 6
1 x MTR -
x MTR
> ER-niveau.
Voor het aspect "accumulatie in steltlopers" hebben de
de laagste
toegekend gekregen, omdat vervuiling in deze locaties geen directe bedreiging
voor deze vogels. Hetzelfde geldt voor
het aspect "kwaliteit voedsel, waterplanten". Aan locaties waarvoor een
bepaald meetgegeven niet voorhanden was, is in de MCA een score toegekend die gelijk was aan de gemiddelde score van de overige locaties. Hierdoor wordt voorkomen dat een dergelijke locatie ten onrechte een hogere
of lagere risico-score zou krijgen dan de andere locaties.
De gehalten microverontreinigingen in mosselen zijn zowel beoordeeld binnen het hoofdaspect "risico's voor het ecosysteem" (met het oog op risico's
voor top-predatoren) als binnen het hoofdaspect
bij de beoordeling van het risico voor verspreiding van stoffen naar biota.
laatstgebeoordeling wordt onderzocht of de accumulatie van stoffen in
mosselen afwijkt van wat verwacht zou worden op
van evenwichtpartitie tussen vervuilde bodem en organisme ("biologische beschikbaarheid"; zie Maas et al., 1993). Alle MCA-aspecten met hun risico-klassen
staan beschreven in de eindnota van het Nader Onderzoek.
Voor een overzicht van de
wordt verwezen naar de
betreffende rapportage [Resource Analysis, 1995b; 1995c]. In dit rapport
wordt volstaan met het geven van de risicovolgorde van urgente locaties
gebaseerd op uitsluitend gegevens uit het biotisch effectonderzoek.
De MCA is voor het Hollandsch Diep en de Dordtsche Biesbosch apart uitgevoerd.
tabel 14 worden de MCA-scores voor het hoofdaspect "risico's
voor het ecosysteem" weergegeven voor het Hollandsch Diep. Locatie 671
(havens langs Hollandsch Diep) is niet in deze analyse meegenomen. omdat voor een deel van de aspecten geen schattingen voorhanden zijn. Locatie 652 (zuidoever bij Ameruitloop) heeft voor wat betreft risico's voor
het ecosysteem de hoogste score. Na locatie 652
de oeverlocatie ten
westen hiervan (656). Opvallend is dat de diepe locaties in het oostelijk
deel van het Hollandsch Diep relatief hoog scoren, terwijl de westelijk gelegen diepe locaties onderaan in de risicovolgorde zitten.
Locatie
(risicovolgorde)
voor het hoofdaspect
" risico's voor het
voor
urgente locaties in het Hollandsch Diep. maximale score
Tabel
voor "risico's voor
het ecosysteem"
033
0.19
0.18
0.15
0.14
0.14
0.14
0.14
0.12
0.12
0.11
0.11
0.10
0.10
0.05
656
659
663
654
657
658
666
661
667
669
670
662
score
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
S1
Percentage in totale
48%
48%
41%
47%
48%
48%
47%
46%
46%
44%
46%
44%
.
tabel 15 worden de MCA-scores van de verschillende locaties voor het
hoofdaspect "risico's voor het ecosysteem" weergegeven voor de
Dordtsche Biesbosch. Locatie 757, het water tussen de Moerdijkbruggen
scoort het hoogst, gevolgd door locatie 751. Beide locaties staan direct in
conctact met het Hollandsch Diep. De score van locatie 757 is gelijk aan die
van de hoogst scorende Hollandsch
die precies aan de andere
zijde van de rivier is gelegen.
Tabel
voor het hoofdaspect
voor het ecosysteem" voor
urgente locaties in de Dordtsche
Locatie
(risicovolgorde)
'risico's voor
Percentage in totale
het ecosysteem"
maximale score
757
751
755
752
754
score
033
019
0.15
0.13
0.12
0.12
0.05
.
49%
48%
45%
42%
43%
-
Voor zowel het Hollandsch Diep als de Dordtsche Biesbosch geldt dat het
aandeel van het hoofdaspect "risico's voor het ecosysteem" in de totale
score op grand van risico's voor Volksgezondheid+Ecosysteem+Mobiliteit
voor de meeste locaties dicht tegen 50% ligt (tabel 14 en
Dit betekent
dat de risico's voor het ecosysteem relatief wat hoger liggen of worden ingeschat dan de risico's voor volksgezondheid en mobiliteit.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
52
5 Autonome ontwikkeling en saneringseffect
het Nader Onderzoek Zuidrand wordt behalve aan de urgentievraag ook
aandacht geschonken aan de vraag wat het nut zou zijn van een eventuele
sanering. Met saneren wordt een gerichte ingreep (verwijdering
nigde waterbodem) bedoeld. Voor de ecotoxicologische risico's is alleen de
kwaliteit van de bovenste
cm van het sediment (de toplaag) van belang.
Organismen zitten voor het
in de bovenste
van het sediment. Via bioturbatie (menging van de toplaag door graafactiviteiten van
bodemdieren) komt bodemmacrofauna met een laag van maximaal
cm
in contact. Het nut van een saneringsingreep moet blijken uit een vergelijking tussen de kwaliteitsontwikkeling van de toplaag zonder dat wordt
ingegrepen (autonome ontwikkeling) en de kwaliteitsontwikkeling na een
sanering (in dit Nader Onderzoek wordt
uitgegaan dat een sanering
van het Hollandsch Diep en de Dordtsche Biesbosch plaats zou kunnen vinden in het jaar 2000).
Bij de afweging of het zinvol is om een locatie waarvoor urgentie is vastgesteld ook daadwerkelijk te saneren, zijn een aantal vragen van belang:
•
zijn
gelegen
voldoende
zodat het
slib dat vanaf nu sedimenteert minder risico's geeft; en
•
hoe snel sedimenteert vers aangevoerd slib,
hoe snel zal de
toplaagkwaliteit zich zonder ingrijpen aanpassen aan de kwaliteit van
het aangevoerde rivierslib;
•
wat voegt, in
van reductie van de risico's van waterbodemverontreiniging voor het
een saneringsingreep toe aan
autonome ontwikkeling (wat is het saneringseffect).
De nu volgende paragrafen gaan in op deze vragen. Dit gebeurt door in §
5.1 eerst kort in te gaan op de huidige kwaliteit van het rivierslib en vervolgens door in § 5.2 de kwaliteitsontwikkeling van de waterbodem te bespreken. Voor een uitvoeriger beschrijving van het laatste wordt verwezen
naar de eindnota [Den Besten et al.,
§ 5.3 worden de resultaten
van
voor
situaties bij autonome
ontwikkeling en na een sanering vergeleken. Tenslotte wordt in § 5.4 een
beschrijving gegeven van de risico-schattingen die met de multicriteriaanalyse zijn uitgevoerd ter beoordeling van het saneringseffect.
5.1
Kwaliteit van het aangevoerde rivierslib
De kwaliteitsontwikkeling van de waterbodem in de Zuidrand (en daarmee
de risico's) hangt allereerst af van de kwaliteit van vers aangevoerd rivierslib. Het Hollandsch Diep ontvangt slib uit de Rijn en de Maas in een
vrachtverhouding van ongeveer
1995]. De gehalten zware
metalen, PCB's en
in het slib uit Rijn en
Maas zijn de afgelopen 15 jaar aanzienlijk gedaald. In tabel 16 worden
recente gegevens van de kwaliteit van het zwevend stof uit de Rijn en uit
de Maas gepresenteerd. Deze kwaliteit is vertaald in een potentiele toxiciteit door toxic units te berekenen, zoals uiteengezet in § 4.1). De kwaliteit
van vers
is duidelijk beter dan die van de huidige 10
in
de vervuilde locaties van het Hollandsch Diep en de Dordtsche Biesbosch
(vergelijk de
units voor de stofgroepen zware metalen, PAK's en
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
uit tabel
met de
units van
de waterbodem zoals vermeld in Bijlage IX). De Som van de
in
ligt voor de bioassay met Daphnia nog wel boven 1, zodat effecten niet geheel uitgesloten kunnen worden. Bioassays met slib uit de Rijn of
met XAD-geconcentreerde monsters hebben echter
zien dat ernstige
effecten niet meer
Hendriks et al.,
Uit
tabel
blijkt ook dat de kwaliteit van het zwevend stof van de Maas minder goed is dan dat van de Rijn, met name in het geval van de zware metalen. Toch zijn ook de gehalten van zware metalen in de Maas reeds significant
De verwachting is, in ieder geval
bezien, dat
ernstige effecten op het
niet meer optreden. Dit is bevestigd met bioassays met vers
Maasslib (Maas ef al.,
Het
erop dat de incidentele hoge
in het
Maaswater veel minder vaak voorkomen dan een aantal jaren geleden. Om
deze reden, en omdat er nog een verdere kwaliteitsverbetering wordt verwacht tot aan het moment dat een eventuele sanering zou worden uitgevoerd, lijkt ook voor locaties die volledig onder invloed staan van de Maas
(zoals locatie 652) de prognose voor de kwaliteit van nieuw gevormde toplaag gunstig te zijn. Voor overige delen van het Hollandsch Diep, waarvoor
geldt dat de vracht zwevend stof aangevoerd door de Rijn (einde Nieuwe
Merwede) en de Maas (einde Amer) zich ongeveer verhouden als 4:1 (zie
hierboven), is de resulterende kwaliteit van het
Rijn- en Maaswater van duidelijk betere kwaliteit dan in de jaren die de huidige kwaliteit
van de toplaag van het sediment hebben bepaald.
Tabel 16
Huidige kwaliteit zwevend stof van Rijn en Maas".
Stof
Zwevend stof Rijn (Lobith)
Gehalte In
zwevend stof
omgerekend naar
Zwevend stof Maas (Keizersveer)
berekening
toxic units t.b.v.
icologische
beoordeling:2'
Gehalte in
zwevend stof
omgerekend naar
standaardbodem
Uitkomst berekening
toxic units t.b.v.
ecotoxicologische
beoordeling:"
c
c
Zware metalen
Hg
Cu
0
Pb
M.
As
Som metalen
PCB's
PCB-28
PCB-52
PCB-153
1.6
0.5
61
381
70
76
-V
5.1
5.8
8.8
6.3
129
12.8
8.1
0.23
0.06
0.31
0.12
0.07
0.02
0.79
001
1.61
.
.
.
005
0.05
0.19
0.07
0.26
0.02
0.28
0.07
0.97
.
.
•
-
0
0
0.07
0.04
0
0
0.01
0
0.12
-
64
1.0
102
1076
94
163
55
-
31
i
8.0
8.4
'.
Hierbij dient men zich te realiseren dat de beoordeling in tabel
concentraties van stoffen. Bij
ernstige effecten op
optreden.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
0.93
0.12
0.52
035
0.10
0.04
1.03
0.01
3.10
-
0.20
0.09
0.32
0.19
0.35
0.04
0.36
0.08
1.63
.
-
0
0
011
011
0
0.01
0.02
0
0.24
.
.
-
gebaseerd op |aarkunnen wel
Stof
Zwevend stof
Gehalte in
zwevend
omgerekend naar
standaardbodem
PAK's
Pyreen
1.2"
0.5
0.4
Benzo[b)fluorantheen
Benzo[a)pyreen
Fluorantheen
Fenantreen
Antraceen
Som PAK
07
0.6
0.5
2
0.7
01
-
Y-HCH
DDT
DDE
DDD
Dieldrin
Aldrin
HCB
Heptachloor
Heptachloorepoxide
Som OCB's"
Minerale
"
1
1
9
42
6.4
2.5
<1
< 1
< 1
17.1
<1
<
••
1
(Lobith)
Zwevend stof Maas (Keizersveer)
Uitkomst berekening
toxic units t.b.v.
ecotoxicologische
D
C
0.08
0.02
0.01
0.05
0.13
-
•
-
0.03
008
-
0.05
0.04
0.02
0.31
0.08
0.01
0.03
0.33
0
0.08
0
0
o
0
0.13
0
0
0
0
0
0
0
0
013
0.01
0
Gehalte in
zwevend stof
omgerekend naar
standaardbodem
M
-
11"
05
0.5
0.3
0.8
0.5
0.5
0.9
0.5
001
0.08
0
0
0
0
0
0.03
0
0
0
0
0.04
Uitkomst berekening
toxic units t.b.v.
ecotoxicologische
beoordeling:"
0
0
0
-
D
C
0.07
0.02
0.01
0.04
0.12
-
-
0.03
0.07
-
004
0.06
0.01
0
0.06
0.03
0
0
M
-
0.24
0.26
0.06
0.9
< 1
<1
0.7
2.6
0.6
<1
<1
<1
2.1
0
0
0
0
005
0
0
0.02
0
< 1
<1
<1
0
0
0
006
0
0
o
0
.
0
0
0
0
0.03
0
0
0
0
0.06
0
0
-
0
0
0
1331
584
Gepresenteerd is de mediaan van
gemeten en naar standaardbodem
gehalten in zwevend stof in de
bij
Lobith en in de Maas bij Eysden. over de periode 1994-1995. Metalen, PAK's en minerale olie in mg/kg droog; PCB's en overige
organische verbindingen in pg/kg droog. Bron: Donar-bestanden Rijkswaterstaat.
NOEC's uit Mulder [1994] (zie ook bijlage IX). De schatting van toxic units is
onvolledig (aangegeven met -) doordat niet
voor elk van de drie organismen data toxiciteitsgegevens beschikbaar zijn of omdat er geen gehalte in zwevend stof is bepaald. De
weinige gegevens die voorhanden zijn voor PCB's wijzen erop dat PCB's (niet alleen de standaard-PCB's maar ook de meer toxische
planaire PCB's) in de concentraties waarin ze nu in het zwevend stof worden gevonden niet tot toxische effecten op bodemorganismen zullen leiden
Afkortingen: D = Daphnia magna; C Cironomus riparius; M = Microtox
Voor OCB's zijn toxic units berekend door voor stoffen onder de detectiegrens de gehalveerde detectiegrens als waarde in te voeren.
Meetgegevens hebben betrekking op zwevend-stofkwaliteit in de Maas bij Keizersveer [Lawabo/Donar-bestanden 1991 -19931.
geschat uit verhouding pyreen : som 10 PAK in waterbodemmonsters uit Nieuwe Merwede en
5.2
Kwaliteitsontwikkeling waterbodem
De aanpassing van de toplaagkwaliteit aan de verbeterende kwaliteit van
het verse rivierslib wordt autonome ontwikkeling genoemd. Wanneer de
toplaag van het sediment in een locatie
(binnen
jaar) verbetert, heeft een sanering met het oog op het verminderen van de
risico's voor het ecosysteem weinig zin. Dit uitgangspunt is ook verwoord
in de eindnota van het Nader Onderzoek [Den Besten
1997]. Op
grand van het sedimentatiepatroon in het Hollandsch Diep (zie eindnota) is
de verwachting dat in de diepe delen van het midden en het oosten van
Wanneer een lokatie snel wordt afgedekt. zal de invloed van bioturbatie (in de bovenste
10 cm van de waterbodem) relatief van minder belang zijn dan in een lokatie die een
geringe
kent. Het water- en
RAMING,
dat is gebruikt ter ondersteuning van de
houdt overigens rekening met
de
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
55
het Hollandsch Diep bij autonome ontwikkeling een snelle kwaliteitsverbetering van de toplaag van de waterbodem zal optreden. Sanering rond het
jaar 2000 geeft deze locaties een kortstondige (minder dan
jaar) voorop de kwaliteitsontwikkeling van de toplaag die ook
zal
optreden. Daarom wordt sanering met het oog op ecotoxicologische risico's voor deze locaties weinig zinvol geacht [Den Besten
1997]. Voor
locaties die zich onvoldoende snel aanpassen geldt dat saneren wel zinvol is
omdat de
in kwaliteitsverbetering langer dan
jaar zichtbaar
zal zijn. Dit zijn in het Hollandsch Diep met name de locaties in de Ameruitloop (652, 654 en 656) en de diepe delen van het westen van het
Hollandsch Diep. Na sanering is in eerste instantie de opgeleverde kwaliteit
bepalend, maar
worden de locaties bepaald door de kwaliteit van
het
slib (zie boven). De kwaliteit die voor een aantal diepe locaties van het Hollandsch Diep dankzij autonome ontwikkeling zal onstaan, en in andere locaties pas na een sanering, geeft betere voorwaarden
voor de ontwikkeling van
dan de huidige kwaliteit (zie
beoordeling huidige kwaliteit aangevoerd rivierslib § 5.1), en
het risico voor doorvergifting van toppredatoren (zie § 5.3).
Ook de locaties van Dordtsche Biesbosch waarvoor urgentie is geconcludeerd (zie § 4.1) passen zich autonoom slechts
aan aan de kwaliteit van het zwevend stof [Den Besten et al., 1997]. Daarom wordt ook
voor deze locaties (alle locaties van de Dordtsche Biesbosch behalve locatie
756) een sanering zinvol geacht.
de Dordtsche Biesbosch zullen ook na
sanering de sedimentatiesnelheden laag blijven, zodat de na sanering opgeleverde kwaliteit
van invloed zal zijn.
5.3
Schattingen van
tabel 17 worden de resultaten van de FARAO-berekeningen voor autonome ontwikkeling en de situatie na een sanering gepresenteerd in de
vorm van gebiedsgemiddelde gehalten in de vier vogelsoorten met een
verschillend dieet. De benodigde water- en
zijn gegenereerd
het model
Bijlage VIII worden de resultaten per locatie beschreven. Zowel autonoom als na een sanering nede
duidelijk af. Voor sommige locaties geldt dat
in
nog een duidelijk verschil wordt voorspeld tussen de autonome
ontwikkeling en de kwaliteit na een sanering rond het jaar 2000, omdat
deze locaties zich langzaam aanpassen. Dit zijn met name de oeverlocaties
van het Hollandsch Diep, de diepe delen van het Hollandsch Diep-West en
de locaties van de Dordtsche Biesbosch. Voor de oeverlocaties in de uitloop
van de Amer geven de
voor zowel 'autonoom' als
'gesaneerd' een te gunstig beeld, omdat in RAMING daarvoor 100%
ging van Rijn- en Maaswater wordt gehanteerd, terwijl in werkelijkheid deze locaties geheel onder invloed staan van het Maaswater.
In tabel
wordt het saneringseffect (het verschil tussen autonome ontwikkeling en de kwaliteitsverbetering door een sanering) weergegeven
voor het Hollandsch Diep, het oostelijk deel van het Hollandsch Diep dat
onder invloed van de Amer staat, en de Dordtsche Biesbosch. Een positief
saneringseffect wordt met name verwacht in de Ameruitloop en de
Dordtsche Biesbosch, en met name voor de doorvergiftigingsrisico's van
cadmium en PCB's. Voor DDT + DDE vallen de berekende saneringseffecten rond 0%, waarschijnlijk omdat de verontreinigingsgraad in de toplaag
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
56
van de waterbodem weinig afwijkt van de gehalten in het zwevend stof.
Het verschil tussen de gehalten van PCB-153 in Aalscholvers aan de top
van de voedselketen in het Hollandsch Diep en de Dordtsche Biesbosch, in
de huidige situatie en na een sanering, wordt ook
in figuur 7.
Tabel
van de bioaccumulatieniveau's in vogelsoorten
met het Hollandsch Diep of de Dordtsche Biesbosch als foerageergebied.
Vogelsoort/
gebied
PCB-153
Cadmium
1995
1995
2010,
autonoom
gesaneerd
DDT + DDE
2010,
autonoom
2010,
gesaneerd
1995
autonoom
2010.
gesaneerd
Aalscholver
HD
DB
0044
0.058
0.019
0.032
0.019
0.017
11.7
179
6.6
86
6.5
2.5
1.06
1.32
0.61
0.91
0.63
0.73
Fuut
HD
DB
0.072
0.090
0.035
0.046
0034
0.035
2.5
9.5
2.3
4.5
2 2
1.4
0.41
0.74
0.32
0.52
0.33
0.53
Kuifeend
HD
DB
0.62
0.70
0.28
0.36
0.27
0.28
0.95
2.10
0.66
1 15
0.65
0.56
0.23
0.21
016
0.16
017
0.16
Steltloper
HD
DB
0.61
085
0.39
0.53
0.35
0.21
0.70
1.94
0.41
0.97
0.34
0.35
0.18
0.23
0.10
0.15
013
0.15
Gepresenteerd worden de berekeningen voor het optimistische scenario (gaat uit van
Maas conform gemaakte afspraken).
Tabel 18
in het Hollandsch Diep,
Dordtsche Biesbosch en de Ameruitloop.
Saneringseffect
Cadmium
in de
van Rijn en
) op basis van accumulatie"
PCB 153
DDT r DDE
Aalscholver
HD
Ameruitloop
0
15
DB
26
1
2
15
34
6
Fuut
HD
Ameruitloop
1
I0
DB
HD
2
4
30
5
33
•1
2
1
Ameruitloop
28
D8
0
Steltloper
HD
- 17
7
Ameruitloop
DB
-14
'2
0
Het saneringseffect is de extra risicoreductie van een sanering t.o.v. de (eventueel optredende) autonome
Voor de risico's van accumulatie is het saneringseffect als
gedefinieerd:
Saneringseffect = % daling van het accumulatieniveau na sanering t o.v. huidig - % daling
autonoom (ook t.o.v. huidig).
De gebruikte
zijn voor peiljaar
bij het optimistische
Biotisch effectonderzoek Hollandsch
en Dordtsche Biesbosch
Figuur 7
van PCB-153 in
Aalscholver per locatie uitgezet tegen
het
in sediment. Boven:
Hollandsch Diep; onder: Dordtsche
Biesbosch. Gegevens afkomstig van
modelberekeningen met RAMING en
FARAO voor huidige situatie (SVO.
scenario 1995), autonome
ontwikkeling (SVO, optimistisch scenario, 2035) en extreme sanering (SV8,
optimistisch scenario, 2035:
vervuild sediment in alle locaties).
Het ernstig-risico niveau ligt op 3000
pg/kg PCB-153 in Aalscholver, het kritisch niveau (afgeleid van
teit in het voedsel) op 300 pg/kg.
Hollandsch Diep
35000-1
1
o
3000025000 20000
10000
5000-
10
20
30
Gehalte PCB-153 in sediment
60
50
standaardbodem)
40
70
Dordtsche Biesbosch
20000-
15000—
10000-
5000-
0
20
40
60
80
100
Gehalte PCB-153 in sediment (ug/kg standaardbodem)
•
5.4
huidig
autonoom
X
gesaneerd
Toepassing M C A o m het saneringseffect te beoordelen
De MCA, zoals beschreven in § 4.2 is niet alleen uitgevoerd voor de risicoschattingen die betrekking hebben op de huidige situatie, maar ook voor
toekomstige situaties. Er zijn twee waterkwaliteitsscenario's (optimistisch en
en drie peiljaren (2010, 2020 en 2035) gekozen. Het gebruik
van deze risicoschattingen is toegelicht in de eindnota van het Nader
Onderzoek Hollandsch Diep en Dordtsche Biesbosch. In dit rapport wordt
alleen ingegaan op de
Voor de verschillende parameters uit het biotisch effectonderzoek zijn schattingen gedaan van de MCArisicoscore op de desbetreffende peiljaren. Voor sommige parameters zijn
eenvoudige vuistregels gehanteerd om tot schattingen te kunnen komen.
Prognose van de effecten op benthos
Voor de prognose van de effecten op benthos is gebruik gemaakt van
RAMING-voorspellingen. Daling van de te verwachten mate van effect in
bioassays werd gebaseerd op voorspellingen van de afname van de gehalten van cadmium en benzo[a]pyreen in de waterbodem. Deze contaminanten zijn gekozen als gidsstoffen voor resp. zware metalen en PAK's op
grand van uitkomsten van lineaire regressie (figuur
Tussen de in de toplaag van het sediment van het Hollandsch Diep en de Dordtsche Biesbosch
gemeten gehalten cadmium en benzo[a]pyreen en de voor de urgentie-
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
58
bepaling berekende som
voor Chironomus
van resp. de groep
zware metalen en de groep PAK's (zie § 4.1) wordt een significant lineair
verband gevonden.
is dat de
van zware metalen en
PAK's ook voor de
waterbodemkwaliteit goed te voorspellen is
op basis van de gehalten van beide gidsstoffen. Voor schattingen van toekomstige effecten op benthos zijn voor cadmium en benzo[a]pyreen zijn
toetswaarden van resp. 3.5 en 0.5 mg/kg gehanteerd.
figuur 8 is te zien
dat bij deze gehalten de som-TU voor de betreffende
rond de
waarde 0.5 ligt. Als vuistregel is gehanteerd dat wanneer het gehalten cadmium lager is dan 3.5 mg/kg en het gehalte benzo[a]pyreen lager is dan
0.5 mg/kg, er hooguit matige effecten kunnen optreden (ter vergelijking:
bij de urgentiebeoordeling van de huidige situatie wordt van verklaarbare
effecten gesproken indien de som-TU hoger is dan 1). Daling van de door
RAMING voor een bepaald peiljaar berekende cadmium- en benzo[a]
pyreen-concentraties onder genoemde waarden is voor de schatting van
alle13 MCA-parameters binnen "toxiciteit" vertaald in een daling van
effectklasse 3 naar klasse 2 (voor zover er klasse 3 is gescoord in de huidige
situatie; indien de locatie in de huidige situatie klasse 2 scoorde, blijft de
geschatte score voor het peiljaar hetzelfde). Analoog hieraan zijn voor
ling van effectklasse 2 naar 1 voor cadmium en benzo[a]pyreen resp. de
toetswaarden 0.7 en 0.1 mg/kg gehanteerd (de som-TU ligt voor zware
metalen en PAK's dan lager dan 0.1). Schattingen van het verloop van de
MCA-effectscore voor
(aantallen soorten, dichtheden, indices) zijn gebaseerd op de hierboven beschreven schattingen voor
toxiciteit: wanneer voor de bioassayrespons een daling van klasse 3 naar 2
of van 2 naar 1
is geacht, is de effectscore voor de macrofaunaparameters (indien die resp. 3 of 2 zijn in de huidige situatie) op dezelfde
wijze verlaagd. De resultaten van deze schattingen zijn verwerkt in de
[Resource Analysis, 1995b; 1995c].
Figuur
Verband tussen gemeten gehalten cadmium (A) en
(B) met de
waarde van de som TU van resp. de
groep zware metalen en de groep
PAK's, voor de muggelarf Chironomus
riparius.
Gemeten gehalte cadmium (mg/kg)
2
R' = 0.94
1
Gemeten gehalte
2
3
(mg/kg)
Gekozen is voor toxic units van de test met Chironomus riparius omdat dit een test met
een bodemorganisme betreft; dit is belangrijk met het oog op de doorvertaling van
schattingen van effecten in bioassays naar schattingen van effecten op benthos
Er is geen onderscheid gemaakt tussen de drie verschillende bioassays; de
bioassays
komen op dezelfde
uit wanneer de gehalten dit "toelaten".
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
Prognose van de risico's voor effecten op toppredatoren
De schattingen van de risico's van accumulatie van cadmium, PCBen DDT + DDE in Aalscholver, Fuut, Kuifeend en Steltloper zijn gebaseerd op de uiktkomsten van FARAO-berekeningen (zie § 5.3). Ook zijn
FARAO gehalten van cadmium,
en DDT + DDE in mosselen voorspeld. Deze zijn gebruikt voor de inschatting van de kwaliteit van
voedsel en voor de beoordeling van verspreiding van stoffen via accumulatie in biota (het laatste aspect valt onder "Mobiliteit"). De berekende gehalten zijn op dezelfde wijze getoetst aan criteria als bij de resultaten voor
de huidige situatie, echter dit was voor maar 3 stoffen mogelijk. Indien
op basis van de beoordeling van de berekende gehalten in mosselen een
scoredaling
is een daling met een klasse ook aangenomen voor andere contaminanten. Schattingen voor
scenario's zijn uitgegaan van een stand-still prognose, waarbij de score gelijk is gehouden aan
die voor de huidige situatie. De resultaten staan in de
[Resource Analysis, 1995b; 1995c].
De risicoschattingen zijn uitgevoerd voor de drie peiljaren en verschillende waterkwaliteits- en saneringsscenario's. De daarbij horende MCAscoretabellen zijn verwerkt tot een aparte rapportage [Resource Analysis,
1995b; 1995c]. De interpretatie van deze schattingen is verwoord in de
eindnota van het Nader Onderzoek [Den Besten et al., 1997] en is te beschouwen als een meer gedetailleerde uitwerking van de beschrijving van
de kwaliteitsontwikkeling van de waterbodem en het saneringseffect zoals
te vinden is in § 5.1-5.3.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
60
6
Discussie
Binnen de Wet
wordt de ruimte geboden om,
wanneer is vast komen te staan dat een locatie moet worden beschouwd
als een geval van ernstige bodemverontreiniging, de urgentie te beoordelen
op grand van onderzoek naar de actuele risico's. In het Nader Onderzoek
Zuidrand is een
gehanteerd die niet de "urgent, tenzij"
lering als basis heeft, maar in plaats daarvan de vraag:
"kunnen ernstige effecten of risico's worden aangetoond, waardoor gesproken kan worden van aantasting van een of meerdere functies van het
(deel)gebied ?"
Het volgen van deze systematiek is alleen verdedigbaar wanneer alle
vante aspecten van de
voldoende worden
onderzocht.
dat geval heeft men het voordeel dat een goede onderbouwing van het urgentieoordeel mogelijk is. Voor het Nader Onderzoek Zuidrand is dit als een eerste vereiste gezien vanwege de
financiele
consequenties van de uiteindelijke (en mede op de urgentiebeoordeling
gebaseerde) saneringsbeslissing.
Uitkomsten Triade
Uit de Triade-beoordeling van de effecten op benthos in het
Hollandsch Diep en de Dordtsche Biesbosch komen aanzienlijke verschillen
naar voren tussen de verschillende locaties, zoals
wordt in
tabel 19.
In het Hollandsch Diep zijn effecten met name waargenomen in delen waar
veel slibrijk materiaal is
De diepe delen van het Hollandsch
Diep
een groot
waar
een hoge productie van de bodemlevensgemeenschap zou worden verwacht, doordat
voedselrijk materiaal wordt aangevoerd.
de huidige situatie worden
echter lage aantallen
gevonden. Met name de ecologisch
belangrijke insektenlarven ontbreken grotendeels. De resultaten van de
Triademethodiek geven duidelijke aanwijzingen dat de toxiciteit van de bodem verantwoordelijk kan worden gehouden voor deze effecten. Deze effecten
indirect ook populaties van vissen die voor hun voedsel
aangewezen zijn op de waterbodem. Daarnaast kunnen vissen en bodemorganismen contaminanten uit de bodem opnemen en doorgeven naar hogere
niveau's. Dit leidt in het Hollandsch Diep tot ernstige risico's
voor zowel mens als dier. De oeverzones van het Hollandsch Diep zijn relatief schoon. Door wind- en
blijft in de ondiepe oeverzones geen
slib liggen. Over het algemeen zijn in oeverlocaties minder effecten waargenomen. Dit is uitdrukkelijk niet het geval gebleken in de slibrijke kribvakken langs de zuidoevers van het oostelijk deel van het Hollandsch Diep (de
"Ameruitloop"). Deze locaties zijn het
verontreinigd, omdat zij
fologisch vrijwel stabiel zijn, en er dus geen afdekking kan plaatsvinden
met vers (en schoner) rivierslib.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
61
Tabel 19
Locaties in het Hollandsch Diep en in de Dordtsche Biesbosch met
effecten op de bodemlevensgemeenschap
Type locatie en ligging
Aantal locaties
totaal onder-
met ernstige
zocht
effecten in
met ernstige
effecten in
waarin effecten
verwacht kunnen
het veld
bioassays
worden op basis
vastgesteld o p basis
van effecten op
van vervuilingsgraad
benthos
Deelgebied Hollandsch
Oeverzones
oost
midden
west
Diepe delen
oost
midden
west
Havens
Deelgebied Dordtsche Biesbosch
ondiepe delen in contact met rivier
afgelegen kreken
3
3
2
2
1
0
0
1
0
0
o
2
2
2
4
3
4
5
5
5
1
1
1
3
4
1
2
0
0
i
3
2
0
waarvoor urgentie is
2
2
1
2
0
Het feit dat in het Hollandsch Diep vooral de diepe locaties urgent zijn is
precies
t.o.v. de situatie in de Nieuwe Merwede: in de Nieuwe
Merwede zijn effecten op benthos vooral in de ondiepe locaties (kribvakken) gevonden. Deze verschillen zijn direct terug te voeren op de verschillen in
tussen de sneller
Nieuwe Merwede
en het Hollandsch Diep.
De Dordtsche Biesbosch is min of meer een stagnant systeem. Ernstige
effecten zijn uitsluitend waargenomen in delen die in direct contact staan
met de rivier. Hierbij dient te worden
dat de voor de beoordeling van aantallen bodemorganismen gehanteerde criteria er op zijn gericht
ernstige effecten te identificeren. Het feit dat in de Dordtsche Biesbosch
minder vaak ernstige effecten zijn waargenomen betekent nog niet dat het
bodemecosysteem optimaal functioneert. De hoogste dichtheid muggelarven lag rond
In vergelijkbare gebieden met een relatief schone
bodem worden echter nog veel hogere dichtheden gevonden (er worden
waarden van 3000-7000
gerapporteerd [AquaSense, 1993; Van
Schie,
Het feit dat in bioassays vaak matige effecten zijn gevonden
geeft aan dat chemische stress hierin wel degelijk een rol zou kunnen spelen. De verwachting is daarom dat bij een schonere bodem de aantallen
bodemorganismen in de Dordtsche Biesbosch nog
zullen kunnen stijgen.
Binnen de Dordtsche Biesbosch lijkt verder de
van de waterbodem van invloed te zijn op de toxiciteit van het sediment. De matige effecten in bioassays met (het ernstig verontreinigde) sediment uit de meer
stagnante delen van de Dordtsche Biesbosch wijzen op een
beschikbaarheid van de toxische stoffen. Echter, de
met oligochaeten lieten geen verschillen zien in de beschikbaarheid van
contaminanten tussen meer en minder stagnante delen van de Dordtsche
Biesbosch [Den Besten, 1995]. Het bioaccumulatie-experiment toont aan
dat de waterbodem fungeert als bron van contaminanten die zich kunnen
ophopen in de voedselketen. Het onverminderd risico via accumulatie van
verontreinigingen in de voedselketens blijkt ook duidelijk uit het feit dat de
bioaccumulatieniveau's in vissen uit de Dordtsche Biesbosch tweemaal
hoger liggen dan in het Hollandsch Diep. Dit betekent dat ook in de
Dordtsche Biesbosch de waterbodemverontreiniging leidt tot ernstige risico's voor het ecosysteem.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
62
Bij het onderzoek met bioassays deed zich het probleem voor dat in het geval van de test met muggelarven niet alle
aan de geldigheidscriteria voor de test voldeden. Besloten is de effectgegevens voor de
waterbodemmonsters uit Hollandsch Diep en Dordtsche Biesbosch toch te
gebruiken. Wanneer de gegevens van de
niet zouden
worden gebruikt, heeft dit nauwelijks consequenties voor de urgentiebeoordeling, omdat de bioassay met de watervlo eenzelfde of sterkere respons heeft gegeven. Uitzondering
locatie
waar ernstige
effecten alleen in de muggelarf-bioassay zijn waargenomen. Zonder de
gegevens van de muggelarf-bioassay zou het deeloordeel dus "niet urgent"
zijn. Het eindoordeel voor de urgentie blijft ook dan echter "urgent", vanwege de ernstige risico's via bioaccumulatie.
Soortsdiversiteit
Het onderzoek naar de macrofauna in de waterbodem heeft tot nu
toe in alle onderzochte deelgebieden lage soortsdiversiteiten uitgewezen.
is dat larven van de meer bijzondere insektensoorten, zoals
niet voorkomen. Van Kokerjuffers is inmiddels bekend dat ze
relatief gevoeliger zijn voor verontreinigingen dan muggelarven [Stuijfzand
1997]. Ook recent onderzoek naar de samenstelling van zooplankton in de Dordtsche Biesbosch heeft uitgewezen dat de soortsdiversiteit
lager is dan in referentiegebieden, terwijl de gevonden aantallen vergelijkbaar zijn [De Kruijf, 1995]. In het hier beschreven Nader Onderzoek in
Hollandsch Diep en Dordtsche Biesbosch is opgevallen dat ook in relatief
schone locaties de soortsdiversiteit laag blijft. Als verontreinigingen invloed
hebben op soortsdiversiteit, lijkt dit dus grote gebieden te
Bepaalde
moeten vanuit
gebieden de
waterbodem in de Zuidrand koloniseren. Welicht wordt voor veel soorten
niet aan de voorwaarden voldaan om permanent aanwezig te kunnen zijn.
Het is zeer wel mogelijk dat allereerst de waterkwaliteit hierbij bepalend is.
Bovendien is dominantie door een of enkele soorten op zichzelf een natuurverschijnsel, bv. wanneer soorten voordeel hebben dankzij een speciaal
bij stress door
type sustraat etc. Dominantie kan gepaard gaan met zeer hoge dichtheden van slechts enkele soorten.
Uitgangspunt in de macrofaunabeoordeling is geweest dat er meestal wel
een of enkele soorten zijn die een niche kunnen opvullen, ook onder minder gunstige
Voor de soorten die wel in het studiegebied
voorkomen, en die dus mogelijk relatief tolerant zijn voor verontreiniging,
kan verontreiniging van de waterbodem een extra negatieve factor vorToxische stoffen betekenen een stress-factor met mogelijk ook andere
consequenties, zoals verminderde
Dit kan juist de dichtheden
Dichtheden liggen daarom meer voor de hand om te toetsen
op effecten van contaminanten dan aantallen soorten. Verhoudingen tussen de dichtheden van bepaalde
zoals muggelarven,
wormen en mosselen kunnen gebruikt worden om verschuivingen tussen
meer en minder gevoelige
soorten in beeld te brengen. Ook de
zgn. CCP-index van de groep muggelarven (de verhouding dichtheden van
de meer gevoelige
t.o.v. dichtheden van de meer
ongevoelige
geeft bruikbare informatie. Tenslotte zijn
van subletale effecten, bv kaakafwijkingen relevant met het
oog op de invloed van toxische stoffen. Omdat in de Triade-beoordeling de
gevoeligste score bepalend is voor het eindoordeel over de verstoring van
macrofaunalevensgemeenschap is besloten een selectie van parameters te
maken.
verhoudingen tussen dichtheden en het
percentage kaakafwijkingen bij muggelarven zijn gebruikt, soortsdiversiteitsgegevens zijn niet meegenomen voor het Triade-oordeel. In het Nader
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
63
Onderzoek Nieuwe Merwede zijn aantallen soorten nog wel in de Triade
meegenomen Het uitsluiten van deze parameters zou voor dat onderzoek
echter geen consequenties voor het eindoordeel hebben gehad. Voor het
bepalen van de risico-volgorde van urgente locaties met MCA is de informatie over aantallen soorten wel gebruikt, omdat het hier niet om een
ja/nee afweging gaat waarvoor de gevoeligste score bepalend is, maar om
een gewogen risico-oordeel op basis van alle parameters.
Oorzaak-gevolg relaties effecten in bioassays
Uit het onderzoek in Hollandsch Diep en Dordtsche Biesbosch blijkt
duidelijk dat de verontreinigingsgraad alleen onvoldoende inzicht geeft in
het actuele risico (effecten): klasse III materiaal in een bodem met veel
dynamiek (zoals in de diepe locaties van het Hollandsch Diep) blijkt toxische effecten te veroorzaken, terwijl klasse IV materiaal in meer stagnante
locaties (zoals in de Dordtsche Biesbosch) relatief minder effecten veroorzaakt. Effecten van andere factoren dan verontreiniging, zoals het type sediment of de ammoniumconcentratie in het poriewater, zijn zoveel mogelijk
uitgesloten door deze parameters op te
als randvoorwaarden bij het
bepalen van de geldigheid van de testen. Door de variatie in gevonden
effecten is het
aan te geven welke stoffen verantwoordelijk zijn
voor de gevonden effecten. Statistische analyse van de resultaten van de
bioassays in Nieuwe Merwede, Hollandsch Diep, Dordtsche Biesbosch,
enkele verontreinigde gebieden elders in Nederland alsmede enkele relatief
schone referentiegebieden, leverden wat dit betreft geen duidelijke aanwijzingen op [AquaSense, 1994]. Een andere benadering om effecten van bioassays te relateren aan de verontreinigingsgraad, is de methodiek met toxic
units. Hiermee kunnen in ieder geval locaties geselecteerd worden waarvoor op basis van totaalgehalten van contaminanten effecten verklaarbaar
zijn. De werkelijke toxiciteit van een
is alleen vast te stellen
met bioassays of kan geschat worden op basis van kostbare analyses van
contaminanten (niet alle!) in poriewater. Op basis van een berekening van
toxic units lijken vooral de zware metalen verantwoordelijk te moeten worden gehouden voor de effecten op benthos. Recent is onderzoek uitgevoerd met waterbodemmonsters uit de Nieuwe Merwede (waarvoor t.a.v.
metalen dezelfde conclusie was
waarbij
"toxicity indentification and evaluation" (TIE) empirisch is nagegaan welke stoffen of stofgroepen de effecten in bioassays veroorzaken. Het TIE onderzoek houdt in
dat het bodemmonster (poriewater) stapsgewijs wordt gefractioneerd. Dit
levert o.a. een fractie op waaruit de metalen zijn verwijderd, en deze fractie
wordt dan opnieuw getest op toxiciteit. Een afname in toxiciteit in de fractie zonder metalen is een alternatief bewijs voor de invloed van metalen.
Voor de effecten van poriewater uit sediment van de Nieuwe Merwede op
de watervlo Daphnia magna kon dit laatste inderdaad worden vastgesteld
[Rotteveel & Den Besten, 1998]. Uit dit onderzoek komen tevens aanwijzingen dat voor sommige sedimenten het in het poriewater aanwezige ammonium (een deel) van de effecten kan verklaren. In het hier beschreven
Nader Onderzoek zijn bij de uitvoering van de bioassays met
poriewater of -elutriaat steeds randvoorwaarden gecontroleerd om effecten
van o.a. ammonium te kunnen uitsluiten [Maas ef al., 1993]. Het is onwaarschijnlijk dat ernstige effecten bij Daphnia toe te schrijven zijn aan
ammonium, omdat de randvoorwaarden niet werden overschreden, en het
oordeel ernstig effect inhoudt dat ook in verdund poriewater effecten zijn
waargenomen, waarin de
verwaarloosbaar zijn.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
64
Statistische analyse
Een tweede benadering om de effectgegevens nauwkeuriger te interpreteren is door
bioassay-resultaten en verontreinigingsgraad statistisch te analyseren met
analysetechnieken. Hiervoor is een grote dataset nodig. Daarom is dit onderzoek pas in
gestart, met gegevens van de deelgebieden Nieuwe Merwede, Hollandsch
Diep, Haringvliet, Dordtsche Biesbosch en Brabantsche Biesbosch. Voor
clusters van bepaalde typen sediment, zoals zandig (slibhoudend) sediment
uit ondiepe locaties, die een voldoende brede range (gradient) van verontreinigingsniveaus bevatten, is het verband tussen
en de
samenstelling van de
met deze technieken
duidelijk te maken. Voor andere typen sediment, zoals slib in diepe delen
van de Zuidrand, blijft dit
doordat de dataset geen goede vervuilingsgradient bevat
van Heel & Den Besten, 1997]. Uit
het in dit rapport beschreven biotisch effectonderzoek komt naar voren dat
het aantal chironomiden (muggelarven) per
de gevoeligste
is. Voor het Hollandsch Diep en de Dordtsche Biesbosch is daarom onderzocht wat de relatie is tussen deze parameter en de bodemverontreiniging gekwantificeerd in toxic units (TU). Voor het Hollandsch Diep
en de Dordtsche Biesbosch zijn de resultaten afgebeeld in figuur 9 en 10.
De uitkomsten van de statistische analyses staan in tabel 20.
Figuur 9
Verband tussen som
Chironomiden in waterbodem Hollandsch Diep
som
SOm
(resp. 9A, 9B, en 9C) berekend voor de
bioasay met Chironomus riparius, en
dichtheden (aantal
per
van muggelarven in de waterbodem van het Hollandsch Diep. Toxic
units zijn berekend volgens methode
beschreven in § 4.1, op basis van naar
standaardbodem
gehalten,
8
= 0.16
6 4
•
o
0.000
0.500
1.500
2000
Som toxic units metalen
R =0.053
0.000
2.000
4.000
12.000
6.000
Som toxic units OCB's
8
5
R =0.68
"
2-
o 0000
0.5O0
1.000
Som toxic units PAK's
Biotisch effectonderzoek Hollandsch
en Dordtsche Biesbosch
500
2.000
Figuur 10
Verband tussen som
Chironomiden in waterbodem Dordtsche Biesbosch
som
en
som
(resp. 10A, 10B. en 10C)
berekend voor de bioasay met
Chironomus riparius, en
dichtheden (aantal per
van
muggelarven in de waterbodem van de
Dordtsche Biesbosch. Toxic units zijn
berekend volgens methode beschreven
in §
op basis van naar standaardbodem omgerekende gehalten.
= 0.96
E
5
1
2-
0000
5.000
10000
15.000
20.000
25 000
Som toxic units metalen
8
R = 0 14
E
4
-0000
4000
6.000
Som toxic units OCB's
R = 0 0024
8
6
4
2 0200
0.400
0600
0.800
1.000
1 200
1 400
Som toxic units PAK's
Tabel 20
voor lineaire regressie tussen toxic units en
cichtheid muggelarven".
Stofgroep
Hollandsch Diep (n=
Zware metalen
OCB's
PAK's
's
Zware metalen + OCB's + PAK's
Dordtsche Biesbosch
0.16
0.05
0.68
0.13
0.96 • •
0.14
0.00
0.78
" Siginificantie als
aangegeven: " = p < 0.05; •= p < 0.001.
Locatie 663 is niet meegenomen omdat geen gemeten gehalten van
gen voorhanden
Uit de data van het Hollandsch Diep (fig. 9) komt voor de PAK's een significant (negatief) verband met de dichtheid muggelarven naar voren. Voor
de Dordtsche Biesbosch geven zware metalen een verband met een hoge
echter het betreft hier maar weinig gegevens, en deze zijn niet
goed verdeeld over de vervuilingsgradient langs de x-as (een locatie, no.
757, met een hoge som
en lage dichtheden muggelarven, bepaalt
de regressieuitkomst). Voor organochloorbestrijdingsmiddelen en PAK's is
de verdeling van punten langs de x-as beter. Opvallend is echter dat voor
de Dordtsche Biesbosch de som TU
, geen relatie
vertoont met de dichtheid muggelarven, terwijl de waarden oplopen tot ca.
7 (overschrijding "no-effect-level" met factor 7). Ook de som TUPAK geeft
geen verband, terwijl dat duidelijk wel het geval is bij de gegevens van het
Hollandsch
Bij bovenstaande interpretatie moet rekening worden gehouden met het feit dat
de
datasets een variatie in typen sediment bestaat. Voor het verband tussen de dichtheid
chironomiden en de som toxic units van PAK is onderzocht wat de invloed van locaties
met instabiel sediment is op de analyseuitkomsten. Het blijkt dat lage dichtheden in het
sediment niet direct te relateren zijn aan instabiliteit van het
Worden locaties
met instabiel, slibrijk sediment weggelaten uit de dataset, dan stijgt de
cient van 0.68 naar
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
66
Effecten bij hogere
Uit het ecotoxicologisch onderzoek blijkt ook duidelijk dat op (deel)
gebiedsniveau effecten van waterbodemverontreiniging op hoger trofische
niveau's waarneembaar zijn. De verhoogde gehalten in biota t.o.v. referentiegebieden en het verminderd broedsucces van Aalscholvers zijn effecten
die ook reeds in het Nader Onderzoek van de Nieuwe Merwede zijn genoemd.
deze rapportage wordt voor het eerst melding gemaakt van de
resultaten van bioaccumulatiemetingen in opgroeiende Aalscholverkuikens.
Uit dit onderzoek blijkt dat er een verschil van een factor 5 of meer bestaat
tussen de kolonie in de Dordtsche Biesbosch en in het Brede Water. Uit de
met FARAO
reeds naar voren dat dieren die uitsluitend zouden foerageren in de vervuilde delen van het
Hollandsch Diep en de Dordtsche Biesbosch ernstig risico
Dit geldt
juist voor opgroeiende kuikens en geeft een
verklaring voor
het verminderd broedsucces van de kolonie in de Dordtsche Biesbosch,
naast de effecten op het
van eieren.
Ook bij planten-etende vogels kunnen effecten niet worden
De gemeten bioaccumulatieniveau's in waterplanten wijzen op ernstige risico's van zware metalen (cadmium, kwik). In het hier beschreven onderzoek
is daarnaast accumulatie van PCB's in waterplanten gevonden. Er is niets
bekend van eventuele effecten op planten-etende vogels, zoals de in de
Zuidrand overwinterende Kleine Zwanen.
De in de bioaccumulatie-modellering betrokken vogelsoorten staan model
voor een grotere groep vogels, waaronder de zeldzame
Kwak en
de Visarend. Ook andere dieren kunnen via bioaccumulatie risico's lopen,
zoals
[Reinhold, 1994] of Otters [Van der Linde,
Proefsaneringsproject in de
Foto
Dienst
Saneringsadvies
dit rapport worden prognoses van het saneringseffect en van de
autonome kwaliteitsverbetering gegeven die alleen betrekking hebben op
de risico's voor het ecosysteem. Deze prognoses zijn voor een belangrijk
deel gebaseerd op resultaten van bioassays met rivierwater en vers rivierslib. Het water van de Rijn is in toxiciteit sterk gedaald t.o.v. de situatie in
de 70-er jaren. Ook voor Maas-water is een dalende trend in toxiciteit
waargenomen, hoewel hier geldt dat nog
niet alle verlangde reducties
in lozingen zijn gerealiseerd. Op basis van het criterium
voldoen-
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
67
de snelle autonome verbetering van de toplaag van het sediment (binnen
jaar)
het advies dat in ieder geval de zuidoeverlocaties
van het Oostelijk Hollandsch Diep. de havens langs het Hollandsch Diep en
de urgente locaties van de Dordtsche Biesbosch gesaneerd dienen te worden. Met saneren wordt hier bedoeld dat een gerichte ingreep (verwijdering verontreinigde waterbodem) nodig wordt geacht om een risicoreductie
te bewerkstelligen. Voor het
van de locaties van het Hollandsch
Diep is het beeld ontstaan dat een natuurlijke "sanering" nu reeds plaatsvindt via de afdekking van verontreinigde lagen met schoner materiaal.
Uitvoering van de voorkeurs-saneringsvariant (zie eindnota) heeft op de
termijn van
jaar dezelfde effectiviteit als het uitvoeren van een totale
sanering van de twee deelgebieden. Bij de voorkeursvariant15 gaat het
daarbij om het verwijderen van ca. 3,5 miljoen m 3 , hetgeen een
besparing van kosten betekent in vergelijking met de variant waarbij alle
urgente locaties worden gesaneerd (verwijdering ca. 40 miljoen
slib).
Het verdient aanbeveling om in de locaties die niet in de voorkeursvariant
zijn opgenomen, de verwachte autonome verbetering te volgen via monitoring van effecten (bioassays, inventarisatie macrofauna).
het saneringsadvies voor de Dordtsche Biesbosch wordt voorbij gegaan
aan de
van de mogelijke vervuiling van delen van het gebied
die het grootste deel van het jaar of permanent boven het oppervlakteliggen. Bij daadwerkelijke sanering van het gebied zal ervoor
gezorgd moeten worden dat niet door bv. oeverafslag de kwaliteit van de
waterbodem negatief be'i'nvloed wordt. Of dit een groot probleem betreft
moet nog worden aangetoond. Uit onderzoek in het Spijkerboor is naar
voren gekomen dat de effecten van contaminanten uit de landbodem (via
uitloging) te verwaarlozen zijn [Kok et al.,
Onderzoek met bioassays
naar de kwaliteit van de droge bodem uit de oever van de Nieuwe
Merwede heeft echter uitgewezen dat zowel bij aquatische als terrestrische
organismen effecten optreden [AquaSense,
Los van de vraag of de
risico's voor terrestrische organismen vergelijkbaar zijn met die voor aquatische organismen, dient echter aandacht geschonken te worden aan de
vraag of het
op te splitsen is in een deel dat niet gesaneerd wordt (de delen boven
en een deel dat wel
voor sanering in aanmerking komt (de waterbodem). Aanbevolen wordt
om na te gaan in hoeverre deze delen onafhankelijk van elkaar functioneren en/of gevolgen ondervinden van de verontreinigingen in het gebied.
Deze vraag concentreert zich op diersoorten die van zowel water als land
gebruik maken (bijv.
bevers). Wanneer een scheiding tussen de
droge en natte delen van de Biesbosch ten aanzien van de risico's van verontreinigingen kunstmatig blijkt te zijn, zal het saneringsvraagstuk integraal
moeten worden benaderd.
Het volume verontreinigd slib in de havens langs het Hollandsch Diep in nog
Lokatie 753 is opgenomen in de voorkeursvariant omdat hiervoor urgentie is vastgesteld
op basis van risico
recreatie en risico's voor verspreiding van contaminanten.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
7
Conclusies
•
De bodemverontreiniging in het Hollandsch Diep en in delen van de
Dordtsche Biesbosch die in direct contact staan met de rivier leidt tot
ernstige effecten op bodemorganismen.
•
De effecten van waterbodemverontreiniging beperken zich niet tot de
bodemlevensgemeenschap, maar effecten zijn ook
in
de vorm van verhoogde bioaccumulatie in benthos, waterplanten,
sen en vogels. Hierbij is sprake van ernstige risico's.
•
Verhoogde blootstelling van Aalscholverkuikens aan toxische contaminanten (o.a PCB's) is waargenomen in de kolonie van de Dordtsche
Biesbosch. Deze kolonie
tevens een verminderd broedsucces zien.
•
Voor de diepe locaties van het Hollandsch Diep, m.u.v. de
oostelocatie in de uitloop van de Nieuwe Merwede is er sprake van
urgentie op
van risico's voor het ecosysteem. De oevers van het
Hollandsch Diep zijn niet urgent, behalve de oevers langs de Ameruitloop. Het urgentieoordeel is gebaseerd op zowel ernstige effecten op
bodemorganismen als op ernstige risicio's voor doorvergiftiging.
•
de Dordtsche Biesbosch is voor alle locaties m.u.v. locatie 753 en
756 urgentie vastgesteld op basis van risico's voor het ecosysteem. Het
urgentieoordeel is voor locatie 751 en 757 gebaseerd op ernstige effecten op bodemorganismen, en voor de locaties
752, 754 en 755
(ook) op ernstige risico's voor doorvergiftiging in voedselketens. Voor
locatie 753 is urgentie vastgesteld op basis van humane risico's en het
risico dat contaminanten zich naar het oppervlaktewater verspreiden.
•
De gehalten van
stoffen in het vers aangevoerde slib dat zal
in het Hollandsch Diep en de Dordtsche Biesbosch zijn
dusdanig verlaagd t.o.v. de niveau's in de 70- en 80-er jaren, dat geen
ernstige effecten worden verwacht in nieuw gevormd sediment. Bioassays met vers slib uit Rijn en Maas bevestigen dit.
•
Voor locaties in het Hollandsch Diep wordt een lage saneringsprioriteit
geconcludeerd waneer deze liggen in delen die snel (< 15 jaar) worden
afgedekt met vers rivierslib.
•
De voorkeursvariant voor sanering van het Hollandsch Diep en de
Dordtsche Biesbosch houdt in dat de locaties in de Ameruitloop (652,
654 en 656), de havens en alle locaties in de Dordtsche Biesbosch
(m.u.v. locatie 756) worden gesaneerd.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
69
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
70
8
Literatuur
AquaSense (1993). Biologische typologie zoete waterbodems.
waarden voor biologische parameters. In opdracht van: Rijksinstituut voor
Integraal Zoetwaterbeheer en Afvalwaterbehandeling, Dienst Getijdewateren en Regionale Directies van Rijkswaterstaat. Rapport nr. 92.0241.
AquaSense (1994). Statistische analyse van bioassayresultaten. Reltatie tussen biologische en chemische parameters. In opdracht van: Rijksinstituut
voor Integraal Zoetwaterbeheer en Afvalwaterbehandeling. Rapport nr.
94.0454.
AquaSense (1996). Ecotoxicologische risico's in een verontreinigde uiterwaard van de Nieuwe Merwede. Situatie voor aanvang van een proefsanering.
opdracht van: Rijkswaterstaat Directie Zuid-Holland. Rapport nr.
96.0868.
Bakker, T. & T. de Vrieze (1990).
Landelijk
bestand (LAWABO). PC-versie 1.2, gebruikershandleiding
Rijksinstituut voor Integraal Zoetwaterbeheer en Afvalwaterbehandeling,
Lelystad.
M.A. (1995). De risico's van
RIZA
95.097X.
Rijksinstituut voor Integraal Zoetwaterbeheer en Afvalwaterbehandeling,
Lelystad.
Bergers, P.J.M. (1991). Voedselecologie van vissen in de Nederlandse Rijntakken. Publicaties en rapporten van het project 'Ecologisch Herstel Rijn'.
Publikatie no. 28.
Besseling, A.J. (1964). De Nederlandse
Monografien van de Nederlandse
(Hydrachnella Latreille
Vereniging nr.
Boudewijn,
& S. Dirksen (1993). Monitoring van biologische effecten
van verontreiniging op het broedsucces in
van Aalscholvers in de
Dordtsche Biesbosch en op de Ventjagersplaten en de relatie voedselkeuzeRapportage Bureau Waardenburg nr.
Boudewijn,
& S. Dirksen (1994), Monitoring van biologische effecten
van verontreiniging op het broedsucces van Aalscholvers in de Dordtsche
Biesbosch en op de Ventjagersplaten in
Rapport Bureau Waardenburg nr. 94.03.
Boudewijn,
& S. Dirksen (1995), Monitoring van biologische effecten
van verontreiniging op het broedsucces van Aalscholvers in de Dordtsche
Biesbosch, de Ventjagersplaten en het Brede Water in
Rapport
Bureau Waardenburg nr. 95.10.
Boudewijn,
& S. Dirksen (1996). Monitoring van biologische effecten
van verontreiniging op het broedsucces van Aalscholvers in de Dordtsche
Biesbosch, de Ventjagersplaten en de Gijster in 1995. Rapport Bureau
Waardenburg nr. 96.03.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
71
Boudewijn,
& J. van der Horst (1994). Update onderbouwing voedselvoor Hollandsch Diep en Dordtsche Biesbosch. Rapport
Bureau Waardenburg nr. 94.16.
Brinkhurst, R.O. (1971). A guide for identification of British Aquatic
Oligochaeta.
of Freshwater Biol. Ass. nr. 22.
Brinkhurst, R.O. & B.G.M.
(1971). Aquatic Oligochaeta of the
world. Oliver & Boyd, Edingburgh.
Bij de Vaate, A. & M.
(1993). Monitoring
brates in the river Rhine. Results of a study executed in the Dutch part in
1990. Publicaties en rapporten van het project "Ecologisch Herstel Rijn"
Vol
Chapman, P.M. (1986). Sediment quality criteria from the sediment quality
triad: an example. Environ. Tox.
5: 957-964.
De Hoog, J.E.W. (1991).
en
in het Hollandsch Diep/
Haringvliet. Verslag van bemonsteringen in 1987 en 1988. Intern document
RIZA Afdeling
Delta, Dordrecht.
De Kruijf, H. (1995). Effectonderzoek met zooplankton. Riza werkdocuRijksinstituut voor Integraal Zoetwaterbeheer en
Afvalwaterbehandeling, Lelystad.
Den Besten, P.J. (1992). Plan van aanpak Werkgroep Biotisch Effectonderzoek. Rijkswaterstaat Directie Zuid-Holland. NaOZ rapport 5.500.4.1.
Den Besten, P.J. (1993). Biotisch effectonderzoek ten behoeve van Nader
Onderzoek Nieuwe Merwede. Rijkswaterstaat Directie Zuid-Holland
5.500.4.2 / RIZA nota nr 93.020.
Den Besten, P.J. (1996). Biologische beschikbaarheid van contaminanten in
sediment. Resultaten bioaccumulatie-bioassays met Oligochaeten in sediment uit Dordtsche Biesbosch en Geulhaven. RIZA WerkdocuRijksinstituut voor Integraal Zoetwaterbeheer en
Afvalwaterbehandeling, Lelystad.
Besten, P.J. den, CA. Schmidt, M. Ohm, M.M.
J.W. van
&
C. van de Guchte (1995). Sediment quality assessment in the delta of the
rivers Rhine and Meuse based on field observations, bioassays and food
chain implications. Journal of Aquatic Ecosystem Health 4: 257-270.
Den Besten, P.J., G.A.J.
CA. Schmidt, & J.C van Hees (1997). Eindnota Nader Onderzoek Waterbodem Hollandsch Diep en Dordtsche
Biesbosch. Rijkswaterstaat Directie Zuid-Holland nota
/ RIZA
nota nr 97.047.
Dresscher, T.G.N. & L.W.G. Higler (1982). De Nederlandse bloedzuigers
Hirudinea. Wet. Med. KNNV nr. 154.
P.F. (1995). Slib- en zandbeweging in het Noordelijk Deltabekken.
Nota Rijkswaterstaat Directie Zuid-Holland, Rotterdam.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
on Dordtsche Biesbosch
72
Dudok van Heel, H.C, H. Smit & S.M.
(1992). Macrofauna in de
diepe waterbodem van het noordelijk deltabekken. RIZA nota nr 91.051,
publicaties en rapporten van het project "Ecologisch Herstel Rijn" nr 391992.
Edington, J.M. & A.G. Hildrew (1981). A key to the caseless caddis larvae
of the British
with notes on their ecology. FBA Sc.
nr. 43.
Elliot, J.M., U.H.
& T.T Macan (1988). Larvae of the British
Ephemeroptera: a key with ecological notes. FBA Sc. Publ. nr. 49.
Evaluatierapport Nieuwe Merwede (1993). Rijkswaterstaat Directie ZuidHolland.
Evers, E.H.G., H.J.C
Laane & H.A.J. Govers (1993).
Polychlorinated dibenzo-p-dioxin and dibenzofuran residues in estuarine
and coastal North Sea sediments: sources and distribution. Env. Tox. and
12: 1583-1598.
Gledhill, T, D.W. Sutcliffe & W D . Williams (1976). Key to British freshwater Crustacea: Malacostraca. Publ. of Freshwater Biol. Ass. nr. 32.
Gulley, D.D., A.M. Boelter & H.L. Bergman (1988). Toxstat, release 2.1.
Fish Physiology and Toxicology Laboratory Department of Zoology and
Physiology, University of Wyoming, Wyoming, USA.
E.M.M.,
het kweken van de
Mulder & J.L. Maas (1991). Handleiding voor
Chironomus riparius.
SOP VI.
L. & M. Jansson (1983). Principles of Lake
Springer-Verlag Berlin.
Hammond, C O . (1977). The dragonflies of Great Britain and Ireland.
Curwen Books, London.
Hendriks, A.J., J.L. Maas-Diepeveen, A. Noordsij & M.A. van der Gaag
Monitoring response of XAD-concentrated water in the Rhine
delta: a major part of the toxic compounds remains unidentified. Wat. Res.
28:581-598.
Hynes, H.B.N. (1977). A key to the adults and nymphs of the British
Stoneflies (Plecoptera). FBA Sc. Publ. nr. 17: 1-90.
6341 (1989). Water quality - Determination of the inhibition of the
mobility of Daphnia magna Straus (Cladocera, Crustacea). International
Organization for Standardization, Geneve, Switzerland.
Jansen, A.W. & E.F. de
NJN Amsterdam.
(1965).
van Nederland.
Kerkum, F.C.M. & G. van Urk (1989). Dichtheid, biomassa en
gen van
in het Ketelmeer in drie opeenvolgende
jaren. RIZA nota nr 99.072.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch
en Dordtsche Biesbosch
73
Kok, A., J.
P.J. den Besten, M. van den Hark & M.
(1995).
project Sanering Spijkerboor. Vaststelling TO-situatie en geometric; beschrijving varianten; nadere inschatting van het rendement.
Rijkswaterstaat Directie Zuid-Holland rapport NAOZ
Klink, A. (1981).
voor de poppen en de larven der
Nederlandse Tanytarsini. Deel Tabellen tot geslacht. Landbouwhogeschool Wageningen, Vakgroep Natuurbeheer.
Klink, A. (1994).
in relatie tot
sen in de Nieuwe Merwede, Hollandsch Diep en Dordtsche Biesbosch. In
opdracht van het RIZA. Rapporten en mededelingen 49.
Klink,
& H.K.M. Moller Pillot (1982). Onderzoek aan de
tebraten in de grote Nederlandse rivieren. Hydrobiologisch Adviesburo
A.G. Klink, Wageningen.
Kooijman S.A.L.M. (1981). Parameter analyses of mortality rates in bioassays. Water res. 15,
Landa, V (1969).
Fauna CCCR nr. 18.
W.J. (1990). Kwaliteitsbeoordeling zwevende stof Lobith
toxiciteitstesten met Daphnia magna.
Rijksinstituut voor Integraal Zoetwaterbeheer en Afvalwaterbehandeling,
Lelystad.
Maas, J.L., M.A.A. de la Haye & M.A. Beek (1994). Ecotoxicologisch onderzoek aan Maaswater en sediment (1991, 1992). Rapporten Ecologisch
Herstel Maas, EHM
Rijksinstituut voor Integraal Zoetwaterbeheer
en Afvalwaterbehandeling, Lelystad.
Maas, J.L., C van de Guchte &
Kerkum (1993). Methodebeschrijvingen voor de beoordeling van verontreinigde waterbodems volgens de
triade-benadering. RIZA nota nr 93.027.
P.
Die europaischen Arten der Gattung Ceanis Stephens
(Insecta: Ephemeroptera). Stuttg. Beitr. z. Naturk. Serie A Biologie nr 373.
Michielsen B.F., M.B. de Vries, H.J. Gerrits, R.D. Kroeze &T.J. BoudeEcotoxicologische analyse Baggerspecieberging Hollandsch
Diep. Waterloopkundig Laboratorium, Delft / RIZA / Bureau Waardenburg,
Ministerie van Verkeer en Waterstaat
nota waterhuishouding. Tweede
nrs. 1-2.
Water voor nu en later, derde
vergaderjaar 1988-1989, 21 250,
H.K.M. (1984). De larven der Nederlandse Chironomidae
(Diptera). Deel
Inleiding, Tanypodinae & Chironomini; Deel
Orthocladiinae sensu
Nederlandse Faunistische Mededelingen, Nationaal
Natuurhistorisch Museum, Leiden.
Mulder,
(1994). Ecotoxicologische beoordeling van de waterboin Zuid-Holland (Triade West). RIZA werkdocument
Rijksinstituut voor Integraal Zoetwaterbeheer en Afvalwaterbehandeling,
Lelystad.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
74
NEN 6516 (1993). Water - Bepaling van de acute toxiciteit met behulp van
phosphoreum. Nederlands Normalisatie instituut, Delft (in
voorbereiding).
J.O. (1994). Risico-analyse van het foerageren boven verontreinigde
door de
en de
RIZA
nota nr. 94.024, Rijksinstituut voor Integraal Zoetwaterbeheer en
Afvalwaterbehandeling, Lelystad.
van Heel, E & P.J. den Besten (1997). Macrofauna-evertebraten in verschillende biotopen in het benedenrivierengebied van de Rijn
en de Maas. RIZA werkdocument in voorbereiding, Rijksinstituut voor Integraal Zoetwaterbeheer en Afvalwaterbehandeling, Lelystad.
Resource Analysis (1994). RAPSODIE: Resource analysis program shell for
open data interpretation and exchange. Software en handleiding. In opdracht van: Rijkswaterstaat Directie Zuid-Holland. Resource Analysis, Delft.
Resource Analysis (1995a). RAMING versie 2.5. Software en gebruikershandleiding. In opdracht van: Rijkswaterstaat Directie Zuid-Holland.
Resource Analysis, Delft.
Resource Analysis (1995b). Nader Onderzoek Hollandsch Diep en Dordtsche
Biesbosch. Gebied Holandsch Diep, locaties 651-670,
In opdracht van: Rijkswaterstaat Directie Zuid-Holland. Resource Analysis, Delft.
Resource Analysis
Nader Onderzoek Hollandsch Diep en Dordtsche
Biesbosch. Gebied Dordtsche Biesbosch, locaties 751-757, scoretabellen. In
opdracht van: Rijkswaterstaat Directie Zuid-Holland. Resource Analysis,
Delft.
Resource Analysis & Waterloopkundig
(1995). FARAO
versie
foodweb accumulation rate analyser and overviewer. Software
en gebruikershandleiding. In opdracht van: Rijkswaterstaat Directie ZuidHolland. Resource Analysis, Delft.
(1990). Beschikbaar gestelde gegevens kornet-visvangsten Nieuwe
Merwede.
RIVO (1991). Beschikbaar gestelde gegevens kornet-visvangsten Nieuwe
Merwede.
(1990).
Handleiding PC-programma.
voor het berekenen van een LC50-waarde.
Rotteveel, S. & P.J. den Besten. Identificatie toxische fracties in waterbodemmonsters uit Nieuwe Merwede en Amer. Nog niet gepubliceerde gegevens RIZA afdeling WSC Rijksinstituut voor Integraal Zoetwaterbeheer en
Afvalwaterbehandeling, Lelystad.
Schellenberg, A. (1942). Krebstiere oder Crustacea IV: Flohkrebse oder
Die
Deutchlands nr. 40.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
75
Smit, H. & H.C Dudok van Heel (1992). Methodical aspects of a simple
determination of Dreissena
aggregations.
aktuell Vol4: The Zebra Mussel Dreissena polymorha, Fischer
Verlag Stuttgart.
Smit, H. & H.C. Dudok van Heel & S.M.
(1993).
as a
tool in biomass determination of Oligochaeta and Chironomidae. Freshwater Biology 29, 37-46.
R.R. & F.J.
York. Second Edition.
(1981). Biometry. W.H. Freeman & Company, New
Sokolewicz, M., P. Kouwenhoven & M. Gerrits (1995).
versie 2.5:
ten behoeve van toepassing in het Nader Onderzoek
Hollandsch Diep en Dordtsche Biesbosch. In opdracht van: Rijkswaterstaat
Directie Zuid-Holland. Resource Analysis, Delft.
Sperber, C (1980). A guide for the determination of European Naididae.
Bidrag Fran Uppsala 29, 45-81.
G.A.J.
& F. van de Coevering (1997). Abiotisch
Effect Onderzoek Hollandsch Diep en Dordtsche Biesbosch. RIZA rapport in
voorbereiding, Rijksinstituut voor Integraal Zoetwaterbeheer en
Afvalwaterbehandeling, Dordrecht.
Stuijfzand, S.C, E. van
M.
H.G. van der Geest &
M.H.S. Kraak (1997). Diazinon: a case study on hazardous effects in the
river Meuse. Bijdrage SETAC congres 1997, Amsterdam.
Nader Onderzoek Waterbodem Nieuwe Merwede
(1992). Rijkswaterstaat Directie Zuid-Holland.
Van de Guchte, C (1991). De Triade, een methode voor de beoordeling
van de verontreinigde
In: Van
bagger tot schoon slib,
ed. J.W. Biekart & R. Leuven, Proceedings Symposium Natuur en Milieu
dec. 1990.
Van de Guchte, C. (1992). The sediment quality triad: an integrated
approach to assess contaminated sediments. In: River water quality,
ecological assessment and control, eds. P.J. Newman, M.A. Piavaux &
R.A Sweeting, ECSC-EEC-EAEC, Brussels-Luxembourg.
Van de Guchte, C , J.L. Maas, E.M.M.
&
Mulder
(1994). De Triade methodiek bij de ecotoxicologische beoordeling van
verontreinigde waterbodems. RIZA nota (in voorbereiding).
Van der Linden, A. (1996).
1996. De terugkeer
van de otter. De ontwikkeling van otterpopulaties onder invloed van PCB's,
geschat met het
RIZA werkdocument
Rijksinstituut voor Integraal Zoetwaterbeheer en Afvalwaterbehandeling, Lelystad.
Van der
& S.M. Wiersma (1996). De
in het
deel van de Lek. RIZA werkdocument 95.122X. Rijksinstituut voor Integraal Zoetwaterbeheer en Afvalwaterbehandeling,
Dordrecht.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
76
Van
B, Burgers, K. Swart, A. van der Horst, J.W. Wegener, P.
Leonards, M. Rijkeboer & P.J. den Besten (1996). Biomonitoring van microverontreinigingen in voedselketens in het Hollandsch Diep. de Dordtsche
Biesbosch en de Brabantsche Biesbosch. Instituut voor Milieuvraagstukken,
nr.
Van Leeuwen, C.J., W.J.
and PS. Griffioen (1985). The use of
cohorts and populations in chronic toxicity studies with Daphnia magna.
A Cadmium example. Ecot. and
Saf. 9, 26-39.
Van Schie, J. (1995). Aquatische
in de Duursche
Waarden: augustus 1993. RIZA werkdocument 95.030X. Rijksinstituut voor
Integraal Zoetwaterbeheer en Afvalwaterbehandeling, Lelystad.
Van Steenwijk, J.M., T. Bakker,
Stortelder & C van de Guchte
(1991). Voorlopige richtlijnen voor nader onderzoek van verontreinigde
waterbodems in de rijkswateren. RIZA nota nr
Van Urk, G. & F.C.M. Kerkum (1986).
bij muggelarven uit
Nederlandse oppervlaktewateren.
19: 624-627.
VROM (1994). Circulaire tweede fase inwerkintreding saneringsregeling
Wet Bodembescherming. Ministerie van Volkshuisvesting, Ruimtelijke
Ordening en Milieubeheer.
Wallace, I.D., B. Wallace & G.N. Philipson (1990). A key to the case
bearing caddis larvae of Britain and Ireland. FBA Sc. Publ. nr 5 1 .
Washington (1984). Diversity, biotic and similarity indices: a review with
special relevance to aquatic ecosystems. Water Res 18, 653-694 (1984).
Warwick, W.F. (1988). Morphological deformities in Chironomidae
(Diptera) larvae as biological indicators of toxic stress. Toxic contaminants
and ecosystem health; a great lake focus. Edt. Marlene S. Evans, John
Wiley & Sons, inc.
Webb, C.J. and A. Scholl (1985). Identification of larvae of European
species of Chironomus Meigen (Diptera: Chironomidae) by morphological
characters. Systematic Entomology 10, 353.
WL (1994a). Voedselweb-berekeningen Hollandsch Diep en Dordtsche
Biesbosch. Rapport
Waterloopkundig
Delft
WL (1994b). Calibratie CHEOPS voor het Hollandsch Diep en Dordtsche
Biesbosch. Rapport
Waterloopkundig Laboratorium, Delft.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch
en Dordtsche Biesbosch
77
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
Bijlagen
Bijlage
Begrippen Nader Onderzoek
Bijlage II
Technische Rapportages onder verantwoordelijkheid van werkgroep BEO 83
Bijlage
Locaties en monsterpunten in het Hollandsch Diep en de
Dordtsche Biesbosch 85
Bijlage IV
in locaties in het Hollandsch Diep en
de Dordtsche Biesbosch 89
Bijlage V
Resultaten
Diep en de Dordtsche Biesbosch
in het Hollandsch
Bijlage VI
Resultaten bioassays met sediment uit Hollandsch Diep en
Dordtsche Biesbosch 707
Bijlage VII
Gehalten in biota 773
Bijlage VIII Resultaten en beoordeling Farao-berekeningen 725
Bijlage IX
Toxic units 737
Bijlage X
MCA-criteria voor deelaspecten ecosysteem 747
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
79
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
80
Bijlage
Begrippen nader onderzoek
Geval van ernstige
verontreiniging:
Er is een geval van ernstige verontreiniging wanneer
1) in
25
de concentratie van een of meer
van de aanwezige stoffen hoger is dan desbetreffende
interventiewaarden, of 2) er ernstige risico's en/of
effecten ten aanzien van volksgezondheid en/of ecosysteem (milieu) optreden die terug te voeren zijn op
de aanwezigheid van
stoffen in de
bodem.
Urgentie:
risicovolgorde:
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
Er is saneringsurgentie wanneer er sprake is van aantasting van gebruiksfuncties op grand van risico's voor
volksgezondheid en/of ecosysteem (milieu) in de huidige situatie en in de toekomst.
Plaats in een rangvolgorde om locaties daadwerkelijk
te saneren, gebaseerd op de mate van risico voor
volksgezondheid en ecosysteem en op basis van nietmilieuhygienische overwegingen. Prioriteit past in het
landelijk beoordelingskader; risicovolgorde geldt binnen het bestudeerde deelgebied.
Saneringseffect:
De extra risicoreductie (per m2) die wordt behaald
door een sanering uit te voeren, t.o.v. eventuele autonome risicoreductie.
Triade:
waarbij op basis van gei'ntegreerde informatie uit veldonderzoek, bioassays en
chemische analyses een uitspraak wordt gedaan over
de risico's van waterbodemverontreiniging voor het
(bodem)ecosysteem.
MCA:
Multi-criteria-analyse: beslisondersteunende systematiek die verschillende parameters in een hierarchische
structuur verwerkt tot een numerieke score.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch
en Dordtsche Biesbosch
82
Bijlage II
rapportages onder verantwoordelijkheid van werkgroep BEO
Status
Veldverslag bemonstering macrofauna Hollandsch Diep;
veldverslag bemonstering macrofauna Dordtsche
Biesbosch
Rapporten RWS-ZH, Afd. ZXM-VMD,
project 142.12.02.3 (1993)
Bioassays Hollandsch Diep en Dordtsche Biesbosch
Rapport Witteveen+Bos nr. 45.001 (1994)
ten behoeve van Nader
Onderzoek Hollandsch Diep en Dordtsche Biesbosch
Tabellen Adviesburo Klink (1993)
Macro-evertebraten in relatie tot
processen in de Nieuwe Merwede, Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
Adviesburo Klink, Rapporten en mededelingen
49(1994)
Update onderbouwing
Hollandsch Diep en Dordtsche Biesbosch
Rapport Bureau Waardenburg nr. 94.16 (1994)
voor
Biomonitoring van microverontreinigingen in voedselketens in het Hollandsch Diep. de Dordtsche Biesbosch
en de Brabantsche Biesbosch
Instituut voor Milieuvraagstukken, Rapport nr.
Voedselweb-berekeningen Hollandsch Diep en Dordtsche
Biesbosch
Waterloopkundig Laboratorium, Rapport
(1994)
Calibratie CHEOPS voor het Hollandsch Diep en
Dordtsche Biesbosch
Waterloopkundig Laboratorium, Rapport
(1994)
Bioaccumulatiemodel FARAO versie 1.0
Resource Analysis & Waterloopkundig
Laboratorium (1995)
Bioaccumulatie-onderzoek sediment Dordtsche
Biesbosch. Bioassays met oligochaeten
AquaSense, Rapport no. 94.0653
Project: Analyses van oligochaeten uit bioassays
Instituut voor Milieuvraagstukken, Deelrapport
behorend bij rapport nr. W-95/35 (1995)
Biologische beschikbaarheid van contaminanten in verouderd sediment. Resultaten
met Oligochaeten in sediment uit Dordtsche Biesbosch
en Geulhaven
RIZA, WSC. werkdocument 95.176X (1996)
Statistische Analyse van bioassayresultaten. Relatie
tussen biologische en chemische parameters
AquaSense, Rapport no. 94.0454 (1994)
Monitoring van biologische effecten van verontreiniging
op het broedsucces in 1992 van Aalscholvers in de
Dordtsche Biesbosch en op de Ventjagersplaten en de
relatie voedselkeuze-broedsucces
Rapport Bureau Waardenburg nr. 93.16 (1993)
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
Status
Monitoring van biologische effecten van verontreiniging
op het broedsucces van Aalscholvers in de Dordtsche
Biesbosch en op de Ventjagersplaten in
Rapport Bureau Waardenburg nr. 94.03 (1994)
Monitoring van biologische effecten van verontreiniging
op het broedsucces van Aalscholvers in de Dordtsche
Biesbosch, de Ventjagersplaten en het Brede Water in
1994
Rapport Bureau Waardenburg nr. 95.10 (1995)
Monitoring van biologische effecten van verontreiniging
op het broedsucces van Aalscholvers in de Dordtsche
Biesbosch, de Ventjagersplaten en de Gijster in 1995
Rapport Bureau Waardenburg nr. 96.03 (1996)
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
Bijlage
Locatie
Locaties en monsterpunten in het Hollandsch Diep en de Dordtsche
Biesbosch
Monster-
Omschrijving plaats
punt
Omschrijving
Diepte
%
sediment"
(m)
Water
Fractie
% org.
(%)
Hollandsch
Diep
651
656.1
Type
graad
bodem
(Klasse)
voor
Noordoever bij
slibh. zand
- 1.1
22.9
5
0.6
-0.67
0.57
0
zand
Dordtsche
Noordoever H D - O o s t
0 - 1 slap slib
-0.7
27.6
6.5
1.1
6.98
0.43
3
zand
655.2
Zuidoever O o s t ( u i t l o o p
1
slibh. zand
-0.8
23.4
2
0.8
088
0.09
2
zand
655 1
Nieuwe Merwede)
Zuidoever O o s t ( i n v l o e d
slib
-0.8
49.4
68
7.4
3.53
0.14
•i
651.1
652
Vervuilings-
Amer)
653
654
653.1
654 1
Uitloop N M
zand
zand (licht
slibh )
-2 2
-2.7
31 3
2.6
3
37.6
32
6.00
-0.44
0.26
Uitloop N M
0.00
3
654.2
652.1
Uitloop N M
Uitloop Amer
zand
0 - 5 slap slib
-4.6
-5.2
22.5
70.3
0.6
11.7
0.26
- 1.09
0.16
0.22
3
4
653 3
Uitloop Amer
-5.2
699
10.8
- 1 19
0.17
3
25.6
8
0.10
0.26
0.13
0.08
2
zand
-8.87
-4.97
0.51
0.71
3
slib
cons.
11.9
-4.53
0.38
4
slib
instab.
9
- 0 32
0.00
3
instab.
1
3.64
0.58
3
zand
13.8
- 1.97
0.22
4
a
67
5 - slib
(slap) slib
slib
zand
instalb.
slib
slib
Noordoever
655
656
657
D. Kil
--
656.2
Noordoever
zand
662.1
653 2
Zuidoever H D - O o s t
Sedimentatiegebied in
slib
>-2
-0.9
22 5
-6.1
366
44.8
-6.3
70.9
-6 1
539
-8.5
32.7
-8.2
67.4
5.6
to
0.5
slib
HD-Oost
658.1
76
slib
658
658.2
Id
659 1
Oversteek
zand (licht
6 9
slibh.)
659
660.1
slib
hotspot
lozing)
665.2
Sedimentatiegebied H D -
slib
slib
-9.4
70.6
7?
13.3
- 0 98
0.54
4
instab.
slib
658.3
658.4
Id
665.1
-7.7
54.6
28
7.0
-3.13
0.42
4
instab.
-8.3
65.1
91
9.0
0.14
000
3
slib
instab.
-6.5
67.4
7?
12.6
- 1 72 0.56
2
-5.83
0.77
4
664.1
Id.
-4.7
65.0
664.2
!,!
-10.8
67.8
66
9.9
- 1.63
0.43
2
663.1
Noordoever H D - M i d d e n
zand ( +
rest)
-0.9
23.4
i g
0 6
- 1.40
0.64
1 (n)
zand
• 1.1
24.0
-2.82
0.89
1 (n)
zand
- 1.0
26.2
-2.68
0.55
0(n)
slib
660
663.2
i)
zand
slib
663.3
Id
46
08
" Beschrijving door Meetdienst tijdens bemonstering.
Type bodem voor NaOz:
veen: Organisch stof > 2 0 %
zand: 63
< 10%
(stabiel) slib: 63 p > 10%; vochtgehalte < 5 0 %
consoliderend slib: slib met vochtgehalte > 5 0 % ;
Ks (< - 1) en correlatiecoefficient > 0.70
instabiel
vochtgehalte > 5 0 % , niet consoliderend.
Monsterpunten
in 1994, gelijktijdig met bemonstering in de BB.
Op grand van watergehalte en
% getypeerd als zand.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
8'>
slib
Omschrijving plaats
punt
661
662
6644
Diepe locatie met relatief
minder sedimentatie
664.5
id.
664.3
665.3
Omschrijving
sediment"
slib
Diepte
%
Fractie
% org.
Vervuilingsgraad
(Klasse)
Water
(m)
- 5 04 0.50
4
10.8
-2.75
0.55
2
11.1
-0.11
0.00
4
67
1
1.64
0.05
2
71 1
73
12.8
-2.90
0.80
3
- 13.6
71.8
70
12.4
-2.22
0.73
2
71.6
-0.84
0.01
3.0
0.8
8.1
0.9
-0.66
0.20
29
2.3
28
2.2
2.6
-6.6
50.2
40
60
slib
-91
67 8
69
Voortzetting sedimentatiefront in
van HD-West
shb
-9.2
70.5
id.
slib
- 12.3
67.6
669.1
(slap) slib
-12.8
668 1
slib
Type
bodem
voor
instab.
slib
slib
instab.
slib
instab
slib
slib
663
668.4
Diepe locatie met relatief
minder sedimentatie
op veen
-4.4
87.8
664
-1.0
-1.3
-1.3
-1.2
-1.2
-8.8
28.7
26.8
31.3
29.3
34.1
667
673.3
Noordoever HD-West
Noordoever HD-West
Zuidoever HD-Midden
Zuidoever HD-West
Zuidoever HD-West
Diepe locatie met relatief
minder sedimentatie in
HD-West
Voortzetting sedimenin zuidelijke
geul van HD-West
zand
slib
zand
zand
zand
666
667.1
667.2
666.1
671.1
671.2
668.3
-11.8
67.5
668
672.1
Noordoever HD-West
55.2
26 1
669
672 2
HD-64"
Noordoever HD-West
Gebied vlak voor de
0 - 4 klei 4 slib
slibh. zand
670
673 1
673.4
Diepe locatie met relatief slib
minder sedimentatie in
HD-West
slib
676 1
Haven
676.2
665
slib
<-2
- 1.6
- 1.4
<-2
10.2
0.87
0.09
4 2 4 0.38
1.85 0.28
2 48 0.74
-4.60 0.83
75
10.0
-3.73
29
5.6
645
0 78
- -
0
2
slib
slib (op
zand/
veen)
zand
zand
0
0
2
2
slib
cons.
slib
3
cons.
slib
1.3
1.58
0.50
4
0
slib
slib
1.5
0.41
0.01
0.03
0.02
2
shb
4
- 2 21 0.36
4
30.9
71.3
75
11.1
693
80
2 '
slib
671
-15 5
slib
-8.9
58.4
slib
-9.4
72.5
Haven
slib
-8.7
57.6
676.3
Haven
slib
-9.0
676.4
Haven
slib (licht
zandh.)
661.1
668.2
Ondiepte bij Sassenplaat
Zandplaat waar depot
was gepland
Zandige delen HD-West
6.6
-6.35
0.56
2
11.1
-2.65
0.65
4
61
6.7
-8.36
0.45
2
737
84
11.5
0.36
0.09
3
-6.3
51.5
59
6.7
2.57
0.63
4
zand
slibh zand
- 1.1
-2.8
30.4
24.7
9.0
2.7
-0.09
-0.31
0.01
0.32
2
0'.
0
zand
zand
slibh. zand
-6.7
21.7
73
0 4
- 1.60 0 4 9
0
zand
64
instab.
slib
slib
673.2
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
86
slib
instab.
slib
instab.
slib
Locatie
Monsterpunt
Omschrijving plaats
Omschrijving
Diepte
<m)
%
Fractie
% org.
K
r
Water
(%)
Dordtsche Biesbosch
751
751.1
Zuid-Maartensgat
Vervuillngsgraad
Type
bodem
(Klasse)
voor
slibhoudend
zand
slib
-2.0
60.9
67
9.4
-4.93
0.81
4
cons.
-2.0
50.3
36
6.3
-2.48
0.13
4
slib
instab.
slib
-0.1
65.6
59
13
2.78
0.15
4
instab.
zand
-0.2
30.3
8.3
< 1
-2.25
0.61
2
slib
zand
slibhoudend
van Krekenstelsel in afgelegen deel
zand (bovenvan de Dordtsche
ste cm slib)
Biesbosch. op grond van
samenstelling toplaag
aan locatie 753 toegevoegd
-0.1
25.0
26.9
6.3
< 1
1.1
-7.85
0.83
1
4
zand
Brede kreek in N o o r d -
zandhoudend
-0.6
56.3
11
- 4 14
0.97
4
Westelijke hoek v a n
slib
751.2
id.
752
753.2
753
753 1
Achterste deel ZuidMaartensgat
in
N-O richting. Representatief voor delen met
zandige bodem
shb
753.3
754.2
754
752.1
752.2
D o r d t s c h e Biesbosch
id.
slibhoudend
slib
- 0.6
58.3
66
- 6 28
0.94
4
62
-6.90
0.99
4
- 11.0
0.90
-1
-5.15
0.92
4
-3.83
0.87
3
shb
-7.08
0.95
4
cons.
zand
755
slib
754.1
Stelsel van
afgelegen kreken m i d d e n
in gebied
slib
-0.3
68.9
7543
id.
zandhoudend
-1.0
52.7
-0.3
66.3
43
-0.5
26.1
5.2
-0.7
62.2
57
4 3
cons.
shb
754.4
slib
756
755.2
757
755 1
Lepelaarsgat ( m e t o p e n
v e r b i n d i n g naar
Hollandsch D i e p )
W a t e r tussen b r u g g e n bij
slibhoudend
zand
<1
18
M o e r d i j k m e t o p e n ver-
slib
b i n d i n g naar Hollandsch
Diep
Beschrijving door Meetdienst tijdens
Type bodem voor NaOz:
veen: Organisch stof > 20%
zand: 63 m < 10%
(stabiel) slib: 63 p > 10%; vochtgehalte < 5 0 %
consoliderend slib: slib met vochtgehalte > 5 0 % ; negatieve Ks (< - 1) en
instabiel slib: vochtgehalte > 50%, niet
" Monsterpunten
in 1994,
met bemonstering
de
Op grond van watergehalte en
% getypeerd als zand.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
87
> 0.70
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
88
Bijlage IV
in locaties in het Hollandsch Diep en de
Dordtsche
Locatie
Monsterpunt
651
656 1
651.1
6552
655.1
653.1
654 1
652
653
654
Zware metalen
654.2
652.1
653 3
655
656
657
658
659
660
661
662
663
664
665
666
667
668
669
670
671
.
-
6562
662.1
653.2
658 1
658 2
659 1
660 1
665.2
658.3
6584
665 1
664.1
6642
663.1
663.2
663.3
664.4
664.5
664.3
665.3
669 1
668 1
668.4
667 1
667.2
666 1
671.1
671 2
6683
673.3
672.1
672.2
673.1
673.4
676.1
676.2
676.3
676.4
661 1
668.2
6732
Toetsresultaat LAWABO
" n=
ligt
Type bodem voor NaOz:
veen: Organisch stof > 2 0 %
zand: 63 m < 10%
OCB's
PAK's
Overig
1
1
2
4
i
2
1
n
n
n
n
n
2(n)
3
3
•I
3
3
3
2(n)
3
3
3
3
n
2(n)
3
3
2(n)
3
3
3
3
.3
2
3
3
2
2
2(n)
3
1 (n)
3
2
3
3
3
0
3
2
3
2
3
3
2
3
3
2
2
3
2
2
3
2
0
0
n
n
3
3
2(n)
2(n)
3
2
3
2
2
2
2
2
0
2
2
3
3
2
2
3
2
2
2
2
3
2
2
2
2
2
2
2
2
2
2
n
2
n
2
2
2
2
2
2
2
n
n
n
2
2
2
4
3
4
3
n
2
3
2
4
4
4
3
2
n
3
n
2
2
2
n
4
3
1
1
1
4
2
4
n
3
2
1 (n)
n
i
3
3
2
3
3
1
;
n
0
1
0
0
1
2
2
4
0
n
n
II
n
n
n
n
3
3
3
2(n)
2(n)
2(n)
n
n
2(n)
2
2(n)
2(n)
n
2
3
3
3
1
4
4
7
4
2
3
n
1
3
1
1
n
n
n
n
n
3
3
n
n
n
n
2
tl
2
2
3
3
n
2
2
2
2
2
2
7
.3
2
n
(EOX)
(EOX)
(EOX, m i n .
(EOX)
(EOX)
(EOX)
(EOX)
(EOX)
(EOX)
(EOX)
(EOX)
(EOX)
(EOX,
(EOX)
(EOX)
(EOX)
(EOX,
(EOX)
(EOX)
(EOX)
(EOX.
(EOX)
Vervuilingsgraad
(Klasse)
olie)
olie)
olie)
i
3
4
3
3
7
slib
zand
instabiel slib
inst. slib
slib
zand
3
4
3
3
4
4
3
2
4
2
1 (n)
1 (n)
0(n)
4
2
olie)
(EOX)
(EOX)
(EOX)
(EOX)
(EOX)
(EOX)
olie); (n)
(EOX)
(EOX, m i n olie)
(EOX)
(EOX)
(EOX,
. olie)
(EOX)
(EOX)
(EOX)
2 (EOX)
2 (EOX)
2 (EOX)
zand
zand
zand
slib
4
olie)
n
n
2
2
2
2
2
3
1
2
2
2
2
2
2
2
3
0
3
2
4
3
4
(EOX)
(EOX)
(EOX)
(EOX,
(EOX)
(EOX)
(EOX)
(EOX)
2
3
2
0
2
0
0
2
2
3
4
0
2
4
4
2
4
2
3
4
2
0
0
hoog dat concentratie voor sommige stoffen< klasse 3 of < klasse 2 worden beoordeeld.
(stabiel) slib: 63 p > 1 0 % ; vochtgehalte < 5 0 %
consoliderend slib: slib met vochtgehalte > 5 0 % ; negatieve Ks (< - 1) en correlatiecoefficient > 0.70
instabiel slib: vochtgehalte > 5 0 % , niet consoliderend.
" Monsterpunten bemonsterd in 1994. gehjktijdig met bemonstering in de Brabantsche Biesbosch.
Op grond van watergehalte en O S . % getypeerd als zand.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch
en Dordtsche Biesbosch
Type bodem
voor
slib
slib
instab. slib
zand
instab. slib
instab. slib
slib
instab. slib
instab. slib
slib
instab. slib
zand
slib
slib
instab. slib
instab.
slib
instab slib
slib
slib
slib ( o p
zand/veen)
zand
zand
slib
slib
slib
slib
slib
shb
slib
slib
instab. slib
slib
instab. slib
slib
instab. slib
instab. slib
zand
zand
zand
Locatie
752
753
754
755
756
757
Monsterpunt
751 1
751.2
753.2
753.1
753.3
754.2
752.1
752.2
754.1
754.3
7544
755.2
755 1
Zware metalen
4
4
4
2
1
4
4
4
4
4
4
2
4
PCB's
OCB's
PAK's
3
3
3
n
n
n
3
4
3
3
3
3
3
3
2(n)
n
n
3
3
3
2
n
2
3
3
3
2
2
2
2
n
2
3
3
3
3
3
3
3
Overig
3 (EOX)
2(EOX)
2 (EOX)
2 (EOX)
2 (EOX)
2 (EOX)
2 (EOX)
3 (EOX)
2 (EOX)
2 (EOX)
2 (EOX)
2 (EOX)
2 (EOX)
Vervuilingsgraad
(Klasse)
4
4
4
2
1
4
4
4
4
4
4
3
4
LAWABO.
" n
ligt
hoog dat concentratie voor sommige stoffen< klasse 3 of < klasse 2 worden
Type bodem voor NaOz:
veen: Organisch stof > 20%
63 m < 10%
(stabiel) slib: 63 p > 10%; vochtgehalte < 50%
consoliderend slib:
met vochtgehalte > 5 0 % ; negatieve Ks (< - 1) en
> 0.70
instabiel
vochtgehalte >
niet consoliderend.
Monsterpunten
in 1994. gelijktijdig met bemonstering in de BB.
" Op grond van watergehalte en
% getypeerd als
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
Type bodem
voor
slib
instab shb
instab. slib
zand
zand-"
zand
slib
slib
slib
slib
slib
slib
slib
Bijlage V Resultaten inventarisatie
in het Hollandsch Diep en de
Dordtsche Biesbosch (1993)
Inhoud:
Dichtheden (aantallen per
van in de waterbodem van het
Hollandsch Diep en de Dordtsche Biesbosch gevonden
soorten. Gepresenteerd wordt steeds de gemiddelde waarde (Gem.)
van drie steken per
met in de kolom daar direct naast
de standaarddeviatie (SD).
Criteria aan de hand waarvan het voorkomen van macrofauna is
beoordeeld. Bij deze beoordeling wordt onderscheid gemaakt voor
het type bodem in een locatie (zie ook Bijlage III).
Locatiegemiddelden voor macrofauna-indices (zie paragraaf 2.3).
Gepresenteerd wordt steeds de gemiddelde waarde voor de monsterpunten binnen de betreffende locatie (zie Bijlage
Per
punt is eerst een gemiddelde over drie steken berekend, behalve in
ondiepe delen van de Dordtsche Biesbosch, waar 18 kleinere steken
zijn gepooled tot een monster.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch
en Dordtsche Biesbosch
91
Bijlage V-A Classificatie resultaten veldinventarisaties
Hollands Diep
651.1
1993
sowerbyi
Chaetogaster diaphanus
Enchytraeidae
Limnodrilus claparedeanus
Limnodrilus
Limnodrilus profundicola
Limnodrilus udekemianus
indet.
Nais barbata
Nais elinguis
61
651.1
sd(n-1)
42
61
6
652.1
652.1
gem.
sd(n-1)
60
I7
29
6
M
0
653.1
gem.
267
653.1
653.2
653.2
6533
sd(n-1)
gem.
sd(n-1)
gem.
73
6
122
i :
10
158
654.1
sd(n-1)
6
0
101
|0
6
6
72
33
107
zh
Vejdovskyeila intermedia
150
823
654.1
gem.
6
Potamothrix
Potamothrix
barbatus
multisetosus
Stylaria lacustris
Tubifex tubifex
tubifex tubifex
coccon
1
3
653.3
sd(n-1)
111
54
60
50
11
100
556
132
6
211
6
739
33
10
33
11
6
883
6
10
10
321
3750
1315
44
77
83
73
2489
150
585
260
78
67
94
69
1467
404
wormen
(Phyllodocidae)
Cestoda indet
Hirudinea
Cystobranchus respirans
Helobdella stagnalis
Piscicola geometra
Anodonta anatina
Bithynia tentaculata
Corbicula
Corbicula
Corbicula spec.
Cyrenastrum
Dreissena
Lithoglyphus naticoides
Pisidium
Pisidium
Pisidium henslowanum
Pisidium
Pisidium
Pisidium nitidum f.
Pisidium spec. juv.
Pisidium
Potamopyrgus
Sphaeriastrum rivicola
Unio
spec. |uv.
Unio tumidus
550
1"
6
461
juv
Chironomidae
Chironomus
Chironomus nudiventris
Chironomus
Cladotanytarsus spec
Cryptochironomus
paripes
arenicola
Parachironomus g .
Polypedilum nubeculosum
'0
0
10
162
22
6
6
10
10
79
69
44
6
78
211
67
1
77
89
72
111
39
11
222
Corophium
Gammarus
94
581
125
22
25
67
29
367
462
78
35
33
6
6
11
22
10
to
17
Psectrocladius gr. sordidellus
Tanytarsus gr.
Tanytarsus spec
Hydrachnellae
maculata
Pisces
Lampetra
Gem. aantal
aantal soorten
2439
15
483
3
Biotisch e f f e c t o n d e r z o e k Hollandsch Diep
e n D o r d t s c h e Biesbosch
1394
11
580
1
1672
11
291
2
5622
12
1572
1
3106
9
834
1
2261
9
2
Hollands Diep
1993
654.2
654.2
655.1
655.1
gem.
sd(n-1)
gem.
sd(n-1)
655.2
gem.
655.2
sd(n-1)
656.1
gem.
656.1
sd(n-1)
656.2
656.2
658.1
gem.
sd(n-1)
gem.
58
Chaetogaster diaphanus
Limnodrilus
Limnodrilus
Limnodrilus
Limnodrilus
claparedeanus
hoffmeisteri
profundicola
udekemianus
indet.
barbata
elinguis
Paranais frici
Potamothrix
Potamothrix moldaviensis
Psammoryctides barbatus
50
.'8
44
178
61
96
11
87
25
39
478
17
33
122
42
94
79
6
78
50
6
10
6
6
183
217
6
S3
150
17
69
11
Stylaria lacustris
Tubifex tubifex
Tubifex tubifex tubifex
Tubificidae coccon
Tubificidae juv.
Tubificidae
zh
intermedia
658.1
sd(n-1)
33
0
17
939
983
i<
441
6
10
6
1128
17
343
29
222
77
29
19
33
556
6
69
150
44
33
1 '"
406
11
17
231
6
900
317
10
449
476
wormen
Polychaeta
Cestoda indet.
respirans
Helobdella stagnalis
Piscicola
Anodonta anatina
Bithynia tentaculata
Corbicula
Corbicula fluminea
Corbicula
67
115
17
Chironomidae
Chironomus muratensis
nudiventris
Chironomus
Cladotanytarsus spec.
Cryptochironomus
Glyptotendipes paripes
Lipiniella
Parachironomus g. arcuatus
72
125
35
61
79
56
25
164
(|
44
6
33
44
233
278
228
217
189
217
202
117
228
61
77
83
82
533
6
79
111
75
6
79
spec
tumidus
Valvata
Corophium curvispinum
Corophium
spec |uv
tigrinus
29
29
Dreissena
Pisidium
Pisidium casertanum
Pisidium
Pisidium moitessierianum
Pisidium nitidum
Pisidium nitidum f crassa
Pisidium
juv
Pisidium supinum
Potamopyrgus antipodarum
Sphaehastrum rivicola
50
6
10
6
10
11
10
800
644
167
67
17
29
22
25
6
6
22
19
11
10
6
6
10
In
6
10
19
44
19
44
25
61
6
94
33
42
10
123
58
11
19
189
51
6
10
6
10
10
10
Procladius spec
11
10
gr
Tanytarsus gr. brundini
Tanytarsus spec.
633
561
6
10
6
10
6
10
3172
16
446
3
11
19
33
6
29
10
6
10
1628
10
1124
4
Pisces
Lampetra
Gem aantal
aantal soorten
1378
6
555
2
3472
15
1980
2
2572
14
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
93
582
2
1144
14
564
2
Hollands Diep
1993
Oligochaeta
Branchiura
Chaetogaster diaphanus
f nchytraeidae
claparedeanus
hoffmeisteri
Limnodrilus profundicola
limnodrilus udekemianus
indet
Nais barbata
Nais elinguis
Paranais frici
Potamothrix
Potamothrix
barbatus
multisetosus
Stylaria lacustris
Tubifex tubifex blanchardi
Tubifex tubifex tubifex
Tubificidae coccon
Tubificidae juv.
Tubificidae juv. zh
Vejdovskyella intermedia
658.2
gem.
658.2
sd(n-1)
658.3
gem.
658.3
sd(n-1)
658.4
gem.
658.4
659.1
gem.
659.1
sd(n-1)
660.1
gem.
660.1
sd(n-1)
661.1
gem.
661.1
sd(n-1)
6
428
344
ll
44
6
86
171
67
1978
67
1233
178
6
118
10
154
2839
1928
72
306
54
253
283
89
159
25
739
496
17
206
29
111
3 78
67
48
129
50
28
350
33
93
20
28
78
59
1/
17
79
178
87
261
125
117
100
222
2533
39
234
529
67
83
28
200
11
109
19
11
350
1456
278
139
10
419
1874
135
226
17
17
77
674
650
261
6
6
33
28
50
44
1906
728
590
777
89
17
75
1083
233
421
217
144
2444
113
1005
6
1717
11
10
1097
19
wormen
indet
Hirudinea
respirans
Helobdella stagnalis
geometra
Mollusca
Anodonta
tentaculata
Corbicula
Corbicula fluminea
Corbicula spec.
Cyrenastrum
Dreissena polymorpha
naticoides
Pisidium amnicum
Pisidium
Pisidium
Pisidium
Pisidium nitidum
Pisidium nitidum f. crassa
Pisidium spec. juv.
Pisidium
Potamopyrgus antipodarum
rivicola
Unio pictorum
spec juv
Unio
Valvata piscinalis
Corophium
Corophium
Gammarus spec. |uv
Gammarus
19
61
11
517
6
6
189
483
44
77
106
10
722
10
139
77
ill
183
482
38
77
67
67
44
6
11
44
922
595
6
2094
734
94
149
211
56
195
2183
17
63
201
17
29
22
411
100
25
222
29
6
28
10
11
1024
650
273
'-•4
10
29
48
6
378
1
33
54
Chironomidae
Chironomus
Chironomus nudiventris
Chironomus plumosus
Cladotanytarsus spec
Glyptotendipes
arenicola
g. arcuatus
nubeculosum
Procladius spec
Prodiamesa olivacea
Psectrocladius
sordidellus
spec.
Tanytarsus
Tanytarsus spec.
28
104
10
11
133
47,
6956
2653
3
51
60
Pisces
Lampetra fluviatilis
aantal
Gem. aantal soorten
19
4218
2
14
3828
13
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en D o r d t s c h e Biesbosch
94
731
3
4111
11
1553
2
2467
9
1310
2
6372
16
2154
3
Hollands Diep
662.1
1993
gem.
Oligochaeta
Branchiura
Chaetogaster diaphanus
Enchytraeidae
Limnodrilus claparedeanus
Limnodrilus hoffmeisteri
Limnodrilus
Limnodrilus udekemianus
Nais barbata
Nais elinguis
Paranais
Potamothrix
Potamothrix moldaviensis
barbatus
Quistadnlus
Stylana lacustns
Tubifex tubifex blanchardi
Tubifex tubifex tubifex
Tubificidae coccon
Tubificidae
Tubificidae juv. zh
Vejdovskyella intermedia
662.1
sd(n-1)
663.1
gem.
663.1
sd(n-1)
2
gem.
663.2
663.3
663.3
664.1
sd(n-1)
gem.
sd(n-1)
gem.
664.1
sd(n-1)
664.2
gem.
664.2
sd(n-1)
6
67
294
73
158
56
239
6
28
67
107
78
267
79
17
no
56
17
82
56
76
0
117
167
101
167
217
202
69
6
29
133
78
6
78
4.:
28
1956
222
48
1319
255
56
42
139
6
47
10
517
17
180
11
739
22
262
211
69
78
79
6
10
6!
450
122
150
60
92
6
211
38
11
I9
344
6
38
wormen
Polychaeta (Phyllodocidae)
Cestoda indet.
Hirudinea
Cystobranchus respirans
Helobdella
Piscicola
Mollusca
Anodonta anatina
Bithynia tentaculata
Corbicula
Corbicula
Corbicula
127
6
11
Dreissena
Pisidium
Pisidium casertanum
Pisidium henslowanum
Pisidium
Pisidium nitidum
Pisidium nitidum
crassa
Pisidium spec.
Pisidium
Potamopyrgus
rivicola
17
I33
3 39
109
6
10
26
94
422
94
56
54
78
Corophium curvispinum
Corophium muftisetosum
Gammarus spec juv.
Gammarus
54
67
117
200
61
115
77
25
76
28
17
29
1150
468
822
347
961
346
417
209
75
88
6
Unio spec. juv.
Valvata piscinalis
241
69
48
6
17
28
11
744
444
39
54
33
68
6
ll
19
33
Chironomidae
Chironomus
Chironomus nudiventris
Chironomus
Cladotanytarsus spec.
Cryptochironomus
paripes
arenicola
g. arcuatus
nubeculosum
0
6
83
73
339
108
361
33
583
44
200
44
856
76
6
10
6
10
11
1,1
72
2829
3
983
717
1
2522
17
'3 1
2
3456
18
604
2
2961
11
"7
87
88
Psectrocladius gr sordidellus
spec.
Tanytarsus
brundini
Tanytarsus
Hydrachnellae
maculata
Pisces
aantal
aantal soorten
4850
16
8
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
e n D o r d t s c h e Biesbosch
95
713
1
2022
ll
331
2
Hollands Diep
664.3
gem.
1993
sowerbyi
Chaetogaster diaphanus
indet.
Limnodrilus claparedeanus
Limnodrilus hoffmeisteri
Limnodrilus
67
78
664.3
664.4
sd(n-1)
gem.
29
664.4
sd(n-1)
72
69
56
94
59
79
17
I7
22
267
6
38
462
10
69
664.5
664.5
gem.
sd(n-1)
665.1
gem.
665.1
665.2
665.2
gem.
sd(n-1)
665.3
gem.
665.3
sd(n-1)
17
28
28
75
122
28
96
48
39
76
44
22
38
6
6
39
439
10
108
183
22
73
17
18
78
64
161
206
208
170
6
10
533
6
10
67
17
11
6
10
10
72
42
indet
Nais barbata
Nais elinguis
Paranais fnci
Potamothrix hammoniensis
Potamothrix moldaviensis
Psammoryctides barbatus
Quistadnlus multisetosus
Stylaria
Tubifex tubifex
Tubifex tubifex tubifex
Tubificidae coccon
Tubificidae juv
Tubificidae
zh
Vejdovskyella intermedia
72
11
556
84
11
35
I9
72
811
11
38
192
19
wormen
Polychaeta (Phyllodocidae)
Cestoda
6
17
633
61
6
33
17
79
22
1167
72
25
289
111
10
Cystobranchus
Helobdella
Piscicola geometra
Mollusca
Anodonta anatina
tentaculata
Corbicula
Corbicula
Corbicula spec.
Dreissena polymorpha
Lithoglyphus naticoides
Pisidium amnicum
Pisidium casertanum
Pisidium
Pisidium
Pisidium nitidum
Pisidium nitidum
crassa
Pisidium
juv
Pisidium
244
36
17
229
9
22
1933
|uv.
tumidus
Valvata
69
200
1133
50
Corophium
Corophium
(jammarus spec. juv.
Gammarus tigrinus
Chironomidae
Chironomus
Chironomus
Chironomus plumosus
Cladotanytarsus spec
spec.
paripes
Lipiniella arenicola
g arcuatus
Polypedilum nubeculosum
6
10
236
6
10
72
161
77
28
78
667
7
84
6
33
29
29
35
167
6
10
11
10
275
5
56
re
50
29
6
10
289
251
6
10
11
6
19
10
6
10
6
10
2506
1954
3561
2477
950
465
400
174
233
219
350
161
50
44
6
10
6
10
22
25
44
10
256
154
67
17
56
25
111
67
394
42
2928
7
1200
2989
19
818
4000
13
2067
2
4839
11
2644
3
495
2
2789
7
1008
1
Psectrocladius gr sordidellus
spec.
Tanytarsus
brundini
Tanytarsus spec.
Hydrachnellae
Pisces
Gem aantal
aantal soorten
4
Biotisch e f f e c t o n d e r z o e k Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
96
Hollands Diep
1993
Chaetogaster diaphanus
Enchytraeidae
Limnodrilus claparedeanus
Limnodrilus
Limnodrilus profundicola
Limnodrilus
indet.
barbata
Nais
Paranais
Potamothrix
Potamothnx moldaviensis
barbatus
Quistadnlus
Stylaria lacustris
Tubifex tubifex blanchardi
Tubifex tubifex tubifex
Tubificidae coccon
Tubificidae
Tubificidae juv zh
intermedia
666.1
gem.
666.1
667.1
667.1
667.2
667.2
668.1
668.1
668.2
668.2
668.3
668.3
sd(n-1)
gem.
sd(n-1)
gem.
sd(n-1)
gem.
sd(n-1)
gem.
sd(n-1)
gem.
sd(n-1)
67
28
76
25
6
10
61
35
50
39
17
117
29
56
22
44
35
106
58
11
11
56
42
156
25
183
126
17
217
93
528
I0
10
234
19
67
606
6
44
222
10
50
444
68
54
Overige
wormen
Polychaeta (Phyllodocidae)
Cestoda
Cystobranchus
Helobdella stagnalis
Piscicola geometra
Anodonta anatina
Bithynia tentaculata
Corbicula
Corbicula
Corbicula spec.
Dreissena polymorpha
naticoides
Pisidium amnicum
Pisidium casertanum
Pisidium henslowanum
Pisidium
Pisidium nitidum
Pisidium nitidum
crassa
Pisidium spec. juv.
Pisidium
Potamopyrgus
Sphaeriastrum
Unio
Unio
Valvata
6
283
19
10
6
578
233
i
50
11
1
28
11
75
25
19
89
39
6
25
10
10
11
10
Chironomidae
Chironomus muratensis
Chironomus nudiventris
Chironomus
Cladotanytarsus
spec.
79
11
250
44
130
38
28
167
17
6
35
29
17
10
2122
1146
6
22
83
10
136
10
10
'•6
67
115
10
8600
8254
10
6
10
10
983
392
6
10
79
7
6
11
Corophium
Corophium
Gammarus
|uv
Gammarus tigrinus
11
17
44
500
6
94
10
6
10
544
372
11
19
6
6
1
6
456
54
10
33
56
67
6
10
1050
388
61
6
94
67
1056
211
nubeculosum
Procladius spec.
Prodiamesa
3.3
10
56
Stictochironomus spec.
Tanytarsus gr
Tanytarsus spec.
Hydrachnellae
maculata
Pisces
aantal
Gem. aantal soorten
1939
11
301
3
1472
9
347
1
1706
9
Biotisch e f f e c t o n d e r z o e k Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
97
619
2
3756
10
835
2
1961
16
108
1
10550
14
8683
3
Hollands Diep
668.4
1993
gem.
Oligochaeta
Branchiura sowerbyi
Chaetogaster diaphanus
Enchytraeidae
Limnodrilus claparedeanus
Limnodrilus hoffmeisteri
Limnodrilus
Limnodrilus
Nais barbata
Nais elinguis
Paranais frici
Potamothrix hammoniensis
Potamothrix
Psammoryctides barbatus
Quistadnlus multisetosus
lacustris
Tubifex tubifex blanchardi
Tubifex tubifex tubifex
Tubificidae coccon
Tubificidae juv
Tubificidae juv. zh
Vejdovskyella
161
378
668.4
10
262
728
306
217
336
337
136
6
94
10
I9
211
1811
259
516
669.1
669.1
671.1
671.1
671.2
gem.
sd(n-1)
gem.
sd(n-1)
gem.
22
50
10
61
39
11
11
161
38
233
36
to
671.2
sd(n-1)
33
25
33
6
I0
672.1
gem.
33
228
• 29
672.2
67222
gem.
sd(n-1)
76
9.
29
118
183
17
50
339
170
517
11
377
19
6
10
6
10
17
re
672.1
sd(n-1)
6
122
6
96
10
wormen
Polychaeta (Phyllodocidae)
Cestoda
10
Cystobranchus respirans
Helobdella
Piscicola geometra
Anodonta
tentaculata
Corbicula fluminalis
Corbicula fluminea
Corbicula spec.
Cyrenastrum solidum
Dreissena polymorpha
ithoglyphus naticoides
Pisidium
Pisidium
Pisidium henslowanum
Pisidium moitessierianum
Pisidium nitidum
Pisidium nitidum
crassa
Pisidium
Pisidium supinum
Sphaenastrum
Unio
spec
Unio
Valvata
6
10
6
472
6
6
329
6
2372
10
3569
83
29
73
317
89
6
10
61
106
72
133
67
120
1778
576
29
306
75
6
10
44
578
439
83
11
139
123
142
59
215
10
34
0
Chironomus
Chironomus nudiventris
Chironomus plumosus
Cladotanytarsus
spec.
paripes
6
239
244
67
1039
74
2500
427
6
39
54
6
61
10
106
6
200
39
35
289
111
214
38
239
92
11
19
11
10
6
Corophium
Corophium
Gammarus spec.
Gammarus
178
6
128
67
60
73
483
233
765
196
11
20
633
202
6
17
29
11
10
50
33
6
556
29
V,
67
28
10
528
286
11
19
6
11
1427
6
1493
506
630
1677
941
10
284
190
94
92
11
10
30
6
10
17
29
6
10
5339
15
501
3
04
g. arcuatus
Polypedilum
Procladius spec
olivacea
gr. sordidellus
250
159
28
19
Tanytarsus
Tanytarsus spec.
Hydrachnellae
maculata
Pisces
Lampetra
Gem. aantal
Gem. aantal soorten
8494
21
3912
1
3200
10
410
1
3683
13
Biotisch e f f e c t o n d e r z o e k H o l l a n d s c h Diep
en Dordtsche Biesbosch
98
1870
1
1583
13
780
2
3883
15
1359
6
Hollands Diep
673.1
1993
gem.
673.1
sd(n-1)
673.2
gem.
673.2
sd(n-1)
673.3
gem.
673.3
sd(n-1)
673.4
673.4
gem.
sd(n-1)
676.1
gem.
676.1
sd(n-1)
676.2
gem.
676.2
sd(n-1)
Oligochaeta
sowerbyi
Chaetogaster diaphanus
Enchytraeidae indet.
Limnodrilus claparedeanus
Limnodrilus hoffmeisteri
Limnodrilus profundicola
Limnodrilus udekemianus
indet
Nais barbata
Nais
Paranais
Potamothrix hammoniensis
Potamothrix moldaviensis
barbatus
lacustris
Tubifex tubifex
Tubifex tubifex tubifex
Tubificidae coccon
Tubificidae |uv.
Tubificidae juv. zh
intermedia
26
144
256
126
94
67
60
51
100
117
44
89
17
29
6
11
39
33
44
224
17
539
151
900
61
106
47
60
261
22
82
28
95
411
56
255
69
17
3189
528
29
2603
640
6
10
17
67
10
6
17
800
25
513
6
10
1806
22
238
19
29
900
252
wormen
Polychaeta (Phyllodocidae)
Cestoda indet
Cystobranchus respirans
Helobdella stagnalis
Piscicola geometra
Anodonta
Bithynia
Corbicula fluminahs
Corbicula
Corbicula
6
6
10
Dreissena polymorpha
Pisidium
Pisidium
Pisidium
Pisidium
Pisidium
Pisidium
Pisidium
Pisidium
6
117
88
17
6
10
194
383
350
72
126
183
217
67
81
67
1
76
60
17
44
28
111
6
10
108
10
10
568
8
889
414
700
905
11
19
6
10
433
366
87
6
38
59
1 1
33
22
72
1
moitessienanum
nitidum
nitidum f. crassa
spec
44
10
6
10
6
89
79
17
17
6
o
6
10
10
117
101
Sphaeriastrum rivicola
Unio spec.
Unio tumidus
Valvata
67
Amphipoda
Corophium
Corophium
Gammarus spec |uv
Gammarus tigrinus
Chironomidae
Chironomus
Chironomus
Chironomus plumosus
Cladotanytarsus spec.
spec.
Glyptotendipes paripes
Parachironomus g. arcuatus
nubeculosum
spec
olivacea
Psectrocladius
Stictochironomus spec.
Tanytarsus gr.
Tanytarsus spec
6
167
10
6
44
122
42
10
17
33
29
10
156
67
6
10
2517
13
1320
3
306
92
6
10
156
25
17
0
22
38
2039
12
452
2
2306
8
294
3
4411
9
3279
3
Hydrachnellae
maculata
Pisces
aantal
Gem. aantal soorten
1828
10
226
2
3339
14
1452
2
e f f e c t o n d e r z o e k Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
99
Hollands Diep
1993
676.3
gem.
676.3
sd(n-1)
676.4
gem.
676.4
sd(n-1)
Oligochaeta
sowerbyi
Chaetogaster diaphanus
Enchytraeidae indet.
Limnodrilus claparedeanus
Limnodrilus hoffmeisteri
Limnodrilus profundicola
Limnodrilus udekemianus
indet
Nais barbata
Nais elinguis
Paranais frici
Potamothrix hammoniensis
barbatus
Quistadnlus
Stylana
Tubifex tubifex blanchardi
Tubifex tubifex tubifex
Tubificidae coccon
Tubificidae juv
Tubificidae juv zh
intermedia
89
61
19
63
528
1011
655
426
11
19
1033
655
17
17
6
10
11
2933
10
1070
6
10
1417
213
522
215
Overige
wormen
Polychaeta (Phyllodocidae)
indet.
Cystobranchus respirans
Helobdella stagnalis
Piscicola
Mollusca
Anodonta anatina
tentaculata
Corbicula
Corbicula
Corbicula spec
Cyrenastrum solidum
Dreissena polymorph.!
Lithoglyphus
Pisidium
Pisidium
Pisidium
Pisidium
Pisidium nitidum
Pisidium nitidum f. crassa
Pisidium spec. juv.
Pisidium supinum
antipodarum
Sphaeriastrum rivicola
6
78
10
19
104
11
19
56
28
250
17
44
35
67
33
11
19
100
93
7506
14
2609
1
Unio spec
tumidus
Valvata
Corophium
Corophium
Gammarus
|uv
Gammarus tigrinus
Chironomidae
Chironomus
Chironomus nudiventris
Chironomus plumosus
Cladotanytarsus
17
17
Glyptotendipes panpes
g. arcuatus
nubeculosum
Procladius
Prodiamesa olivacea
sordidellus
spec
Tanytarsus gr
Tanytarsus
Hydrachnellae
Limnesia maculata
Pisces
Gem. aantal
Gem. aantal soorten
772
6
Biotisch e f f e c t o n d e r z o e k H o l l a n d s c h
en Dordtsche Biesbosch
100
319
1
<
;
N
ft
r-
•I
g 8
CO
N O
ro
ro
CO
CO
N
m
ro
?
N ro N ro
PO r - PO
N
ro
PO r o
CO CO
N
8
O N
PS N
©
N
N
ro
IN
N
o
PO
1
o
r-
PO
co o
m
vo
N N
r- rfN fN
N
ff>N
N
co co
O N
o
in
N o o
o
in
N
N
ro
N
o
ro
-8
ro
S Oin
N
- E
EE
E
'•
.
• 2
•
•
I ::
c
E > >
"3
E
3
3
5b
E EE E
0-0
o
E
2
£11
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
3
3
ff»
c
fl
c
8
2
E
ro
N
van
Holla dsch
sbosc
zone
las
-:
V
V
V
8
8
fN
toe
n
8
Z
E
V
Al
Al
Mer
and
i
o
o
o
o
ti
88
V
V
e
V
o
CD
o
o
niet
o
fN
c
r
diep
CU
88 8
CD
"
+ >
33
VO
0-5
CD
Classificatie resultaten
Zand n die
Bijlage V-B
c
C
CU
DC
CD
o
>
SJ
c
c
o
'C
>
c
ii
ro
g
88 8 8 8 8
fN
c
o
I
V
o
1
in
A
ro
4)
XI
CD
C
ro
r-
V
V
1500
opee
c
>
V
X
S
i
ro
V
V
I
8
m co
d
V
c
0!
>
c
E
4)
lb
>
tl*
'a
i
88
C
CD
V
E c
ara
o
co
d
v
V
0)
g?
a
c
>
ro
CD
CD
8
•
il
8
o
C
C
CD
d
v
v
-
,
ts
o
•-
>
C
CD
C
o
rs
o
c cv
QJ
d
V
CD
V
ro
E
o
c
-
£
ro
ro
ro
ro
X)
c c
C
C
11
<
-
a
c
Biotisch effectonderzoek Hollandsch
e n D o r d t s c h e Biesbosch
102
3
1
o
co
d
d d
v
so
o
rN
fN
V
o
6
d d
V
o
Al
o o
V
&
i
SO
d d
o o
10-20 /
0.1-0.2
V
1
consolidenstabiel)
gebieden me
dynamiek
oegere have
ep/ondiep)
V
TJ —
V
o
o o
V
£
8
fN
d o
V
8-5
d
0 r
CO
nder
°
1
d
V
tabie
V
o
c
fc£
—
C il
E
le
V
n
Id
." '•.
> CD
> >
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
103
Bijlage V-C Resultaten
gemiddelde waarden per locatie
Hollandsch Diep
Locatie en type bodem (toplaag)
654
651
655
657
656
d,ep
slib.
ondiep
ondiep
Parameter
Aantal soorten Chironomidae
Dichtheid
Aantal soorten Oligochaeta
Dichtheid
Aantal soorten Bivalvia
Dichtheid
Aantal soorten
+
r
Chir. of
Chir./(Chir. +
+
+ Oligo. + Biv.)
3
306
5
1267
7
915
0
1
22
2
9
5
7
1539
8
1022
0
4
222
0
0.01
0.01
2
|4
7
1917
3
69
a
2194
9
475
1
001
0.37
1
67
8
3122
5
783
0
1
7
8
4752
6
702
0
002
000
0.21
Dichth.
+
Dichth. Chir /(Chir. + Tub.)
098
0.15
0.00
0.02
Kaakafw Chironomus
239
•
Biomassa Chironomidae mgAVDG/m 2
Biomassa Oligochaeta mgAVDG/m 2
Som biomassa Chir. + Oligo.
Biomassa Bivalvia mgAVDG/m 2
Biomassa Sphaeriidae mgAVDG/m-'
Pisidium mgAVDG/m 2
Biomassa slakken (mg/m 2 )
353
688
4
853
856
7
923
930
1285
1262
1262
3935
1111
1040
25488
1104
1091
1346
6
61
0.25
0.01
0.00
0.01
0.78
0.03
0.00
0.03
0.00
0.00
•
0
•
•
•
166
166
372
6
685
691
419
24
24
773
52
979
1031
47631
2942
494
518
12
1
1123
1135
2185
1052
1052
3800
2003
2005
15034
940
934
8310
• onvoldoende Chironornus-aanwezig
Hollandsch Diep
Locatie en type bodem (toplaag)
658
660
659
661
662
664
663
ondirp
op
Parameter
Aantal soorten Chironomidae
Dichtheid Chironomidae/m 2
Aantal soorten Oligochaeta
Dichtheid Oligochaeta/m-'
Aantal soorten Bivalvia
Dichtheid Bivalvia/m 2
Aantal soorten
+ Trich. +
0
0
5
1
1133
3
217
0
3
815
5
767
7
687
0
3400
1655
6
589
0
0.07
0.44
7
3911
7
533
0
2
154
4
685
4
200
0
0.11
0.13
005
i
192
9
3
261
7
11
3422
0
1100
2
208
5
256
0
Dominantie Chir. of
+ Oligo. + Biv.)
Biv./(Chir. +
+
Dichth.
0.16
0.14
+
0.20
019
0.00
0.05
0.09
095
+
0.59
015
0.17
003
006
1 00
0.85
Kaakafw Chironomus
•
19.9
•
•
•
•
•
0
40
662
702
1090
352
1026
2212
2564
9201
124
467
591
66
393
1181
743
514
483
5929
9955
Biomassa Chironomidae mgAVDG/m 2
Biomassa Oligochaeta mgAVDG/nV
Som biomassa Chir. + Oligo.
Biomassa Bivalvia mgAVDG/m 2
Biomassa Sphaeriidae mgAVDG/m-'
Biomassa Pisidium
Biomassa slakken
1490
1490
9950
1648
1648
1162
1483
36027
3531
251
248
839
804
409
7362
• onvoldoende Chironornus-aanwezig
Biotisch effectonderzoek Hollandsch
en Dordtsche Biesbosch
104
3428
3494
76819
3140
1493
2043
53
1080
15699
263
263
139
Hollandsch Diep
Locatie en type bodem (toplaag)
665
666
667
668
669
670
671
ondiep
Parameter
2
957
4
356
7
1119
0
2
44
6
756
6
150
0
2
339
5
833
6
200
0
4
1189
4
767
8
2169
0
2
467
9
2656
4
239
0
3
378
4
1272
5
261
0
3151
3
464
0
Dominantie
of
Dichth. Chir./(Chir. + Oligo. + Biv.)
Dichth.
+ Oligo. +
0.35
005
0.25
0.30
0.14
0.20
0.01
Dichth. Chmus./(Chmus. +
Dichth. Chir./(Chir. + Tub.)
0.98
0.73
0.28
006
0.55
0.29
1.00
0.56
0.21
0.15
0.62
0.23
0.25
0.01
Kaakafw Chironomus
16.5
16.3
44
364
2659
360
3019
476
1159
1634
293
268
268
28
1002
1767
2770
780
178
178
Aantal soorten Chironomidae
Dichtheid Chironomidae/m 2
Aantal soorten Oligochaeta
Dichtheid Oligochaeta/m 2
Aantal soorten Bivalvia
Dichtheid Bivalvia/m 2
Aantal soorten
+
+ Plec.
Biomassa Chironomidae mgAVDG/m 2
Biomassa Oligochaeta mgAVDG/m 2
Som biomassa
+ Oligo.
Biomassa Bivalvia mgAVDG/m-'
Biomassa Sphaeriidae mgAVDG/m 2
Biomassa Pisidium mgAVDG/m 2
Biomassa slakken (mg/m 2 )
1869
147
2016
26839
1610
1321
112
67
611
678
9129
340
340
827
457
1284
6692
245
245
5774
736
706
1565
a
1
39
5
22
1339
1362
106169
138
103
5295
onvoldoende Chironornus-aanwezig
Dordtsche Biesbosch
Locatie en type bodem (toplaag)
751
ondiep
752
753
ondiep
754
Zand,
755
756
757
ondiep
Parameter
Aantal soorten Chironomidae
Dichtheid Chironomidae/m 2
Aantal soorten Oligochaeta
Dichtheid Oligochaeta/m 2
Aantal soorten Bivalvia
Dichtheid Bivalvia/m 2
Aantal soorten Eph. +
+ Plec.
4
753
4
5156
7
1031
0
4
1100
3
4200
3
1383
0
Dominantie
of Biv.:
Dichth.
Oligo. + Biv.)
Dichth. Biv /(Chir. + Oligo.
0 10
016
Dichth. Chmus./(Chmus. + Procl.)
Chir./(Chir. + Tub.)
0.78
0.12
5
1050
3
2506
4
867
0
7
1722
3
4394
3
261
0
0.31
0.27
0,21
Kaakafw Chironomus
10.10
Biomassa Chironomidae mgAVDG/m 2
Biomassa Oligochaeta mgAVDG/m 2
Som biomassa Chir. Oligo.
Biomassa Bivalvia mgAVDG/m 2
Biomassa Sphaeriidae mgAVDG/m 2
Biomassa Pisidium mgAVDG/m 2
Biomassa slakken (mg/m 2 )
1922
1778
3700
17750
67
1412
3038
0.70
0.21
091
0.40
2299
2063
4363
1730
0
1730
47
1196
1196
2392
10094
0
1567
0
• onvoldoende Chironornus-aanwezig
effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
6
742
3
2792
4
933
0
106
5
917
3
2033
7
367
0
17
4
3183
6
2150
0
0.00
0.11
0.93
0.42
0.56
0.28
5.60
330
2108
949
3057
1091
0
1091
0
2582
1799
4381
470
0
470
0
0.31
0.01
110
940
1050
2
823
825
29332
799
2951
0
369
22351
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
Bijlage
Resultaten bioassays met sediment uit Hollandsch Diep en
Dordtsche Biesbosch
|
a
fN fN fN
V V V
I
_
fN
IN
v d
V V
a
E
c
ON
ON
o o
fN
rn fN
VB
8
1
5
F
i i
88
0
z
3
-::
C
SO SO VO
CL
655
I
vo vo
rs
vo vo
3
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
5
IN
107
SO •
c
I
>
!
C
Oord
Micro
•
J
CO
fN
VO f N V
2
fN
VO
IN IN IN
fN fN V rsi v
V V V
fN fN
fN
SO fN fN
V V
rri V V
E
"2 2
co
fN VO
8 §
a-.*
o
o o
fN fN
o
d d
ON
d
o
ON
fN
o
>£
ON
o
ON
o o
o
o
o
ON ON ON
at
+ +
IN
-
2
O r
v
+
+ +
888
O
.5
888
O
C
o
r-
o o
s
vo
VO
rri
co co
E
F
rr
E
rt\ CO
vo vo
VO
ft* 5
8
Biotisch effectonderzoek Hollandsch
en Dordtsche Biesbosch
108
so vo vo
9
-
PO
q
vo
ro
V fN
V IN
?
O ON
ro ro
fN
5
ro
-:
Sc
1 1
r
5
It,
G
tf>
n
88
1
+ +
+
o
88
ro
E
2
8
8
z >
o
1
2
ro
$
rs
£
o
r-
•t
rs
I
E
SO v o
SC
E
i
§
0
88
5
1
SO
o
.-_- (SJ TJ NO
Biotisch effectonderzoek Hollandsch
en Dordtsche Biesbosch
109
E
s
•
C
c
s 8
V
or.
n
r5
fN fN
V V
fN f N
V V
--
V fN fN
i
+
S
Si
ro
CO fN
ro
d d
d d
•
•
os
o
o
d
i
i
rs
co
to
o
3
o o
>
c
te
I!
+
"2. -5
if
a
ro
888
88
E
ZE
s
8
C
>
Ol
ill
C
E
o
A
so
01
>
VI
te
00
752.1
752 2
754.2
E
c
ft)
rs rs
z
E
Si
>
o
a
01
g
in
Z
ro
rs
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
110
c
01
n
rs
>
.
I
Bijlage
Classificatie bioassay-resultaten
Overschrijding van criterium 1 of 2 resulteert in classificatie in resp. toxiciteitsklassen "matig" en "ernstig"
effect. Wanneer geen criterium wordt overschreden wordt de bioassay-respons geclassificeerd als "geen
effect".
Watervlo
Parameters
NOEC-sterfte (in %
poriewater)
dwz: slechtste score bepaalt klasse)
Sterfte in hoogste
concentratie
Sterfte:
of
reproduktie:
NOEC-reproduktie
in hoogste
concentratie
Criterium 1
remming > 10%
50%
Criterium 2
Muggelarf
50%
binnen 48h
NOEC
50%
Parameters (gelijkwaardig, dwz: slechtste score bepaalt klasse)
Sterfte eieren voor
het inzetten v.d.
larven
Sterfte larven
Remming v.d.
ontwikkeling
Effect op
Criterium 1
sterfte > 2 5 %
sterfte > 10%
sterfte < 50%
remming > 10%
remming < 50%
effect > 10%
effect < 25%
Criterium 2
sterfte
sterfte > 5 0 %
remming
effect
Microtox
parameter: 1/EC20
Criterium 1
1/EC20>2
Criterium 2
1/EC20>10
50%
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
111
50%
25%
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
Bijlage
Gehalten in biota
A-E
Ranges en
vetbasis.
voor gehalten op drooggewicht- of
F
MTR's ter beoordeling van de risico's voor doorvergiftiging.
G
Gehalten zware metalen in biota. De gehalten in waterplanten uit
lokatie 658 zijn niet gebruikt in de urgentiebepaling en de MCA,
omdat dit een diepe locatie betreft.
H
Gehalten van
daarvan.
en
Gehalte
(gidsstof voor PCB's met dioxine-achtige werking)
en Som-parameters.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
113
Bijlage Vll-A
Gehalten van contaminanten in weke delen van
Corbicula uit Hollandsch Diep
Range (min-max)
Dreissena uit Hollandsch Diep
Mediaan
Dreissena uit
Enkele meting
Enkele meting
Zware metalen
Cd
0.33
0.10-0.60
32 -55
236 - 795
>.n
I mono-ortho-PCB's
non-ortho-PCB's
TEQ
Non- & mono-ortho-PCB's
43
389
321
1.03(0.43)
0.07 (0.14)
17
46
4.1
33.2
- 3459
35-58
5699
2608
47
2524
482
7
283 (576)
103
6
702 - 1424
1060
150
79
n.b.
1513
2714
869
2201
358
856
390
9367
<2227
<
<227
1215
773
1796
320
586
373
5249
<2340
<2040
<238
<1242
<168
<266
62
140
64
140
26
24
<4
101
20
47
166
26 (55)
154
19
34
<4
<7
<8
277
213
22.8
1.8
<6(10)
<4
22
4479 -
-
1.74
0.11
175
2.7(1 9)
3 2(1.5)
57.2
0.9 - 22.1
2 . 7 - 13.7
0
Ml
016
3
• 9
PAK's
Fluorantheen
Antraceen
Pyreen
Benzo[a)antraceen
Som
PAK
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
- 2371
- 77
- 3844
- 2487
- 3568
193 - 641
293 - 2183
205 - 955
2 5 8 4 - 16565
3
Octachloorstyreen
+
Epoxide
HCB
QCB
Dieldrin
o,p'-DDT
p,p'-DDT
p.p'-DDD
p.p'-DDE
%
Vet%
<1
<4
227
41
24
223
1 • 38
.:n
<3
86
126
481 1043
635
17
25.3
4.0
24
94
595
505
204
27
256
24 MO)
<4
<24
< 16
<24
<30
<38
20 (32)
5.0
Aantal monsters:
n 15; standaard-PCB' & OCB's, n = 13; PAK's, n = 13; non- & mono-ortho-PCB's, n = 2. Voor de meeste
locaties (gepoolde locaties) is gemeten
een weefselpool van 5 - 10 dieren voor analyse van metalen en een ander deel van 5 - 10
dieren voor analyse van OMIVE; in de locaties 651 en 668 en 669/671 zijn 20 of meer dieren gebruikt. Metalen
pg/g droog
weefsel; OMIVE in pg/kg
TEQ voor non- en mono-ortho-PCB's:
concentraties (ng/kg vet).
o.p'-DDE,
heptachloor en
werden
boven de
gemeten. n.b.: ondergrens range of mediaan niet bepaalbaar omdat deel
waarden beneden de detectiegrens liggen.
Gegevens tussen haakjes ontleend aan Van der
et al.
Het lage drooggewicht % en het lage vetgehalte
veroorzaakt doordat veel aanhangend vocht
het referentiemateriaal is
het vetgehalte op
10%, hetgeen
hoger is dan de waarde voor Dreissena's uit het Hollandsch Diep (7.9%).
Biotisch effectonderzoek Hollandsch
en Dordtsche Biesbosch
114
waarschijnlijk
Bijlage
Gehalten van contaminanten in oligochaeten en
Oligochaeten
HD
DB
Zware metalen
Cd
Hg
Cu
Pb
N,
PAK's
Som 16 PAK's
Octachloorstyreen
HCB
QCB
p.p'-DDE
Drooggewicht %
Vet%
MM-BvK
Chironomiden
HD
DB
0.05
0.12
17
86
2 2
6.4
<2.5
11180
6230
1390
16420
2530
200
740
24
''
<70
<77
<82
iS
<88
423
85
483
587
12.1
1.1
<219
2558
6.0
0.8
38
<13
<13
10
<30
418
6.7
0.4
0.52
0.11
184
4.6
179
<0.4
4.4
<2.5
10.1
<2.5
1606
278
5610
47435
825
3967
38
35
<14
<15
13
<38
468
10.8
1.1
32
<11
<11
12
<28
<21
13.5
1.1
0.61
0.57
211
10.7
18.7
<2.5
23
28
199
278
11.4
12.0
1.0
0.07
0.10
13
211
5.8
12.2
26
1.6
0.94
0.21
30
197
20.1
25.1
4.9
HD = Hollandsch Diep. locatie 662,
DB = Dordtsche Biesbosch.
751;
MM-Dijk
in de hoek bij de dijk Lelystad-Enkhuizen;
MM-BvH • Markermeer,
van Kuffeler.
Metalen in pg/g droog weefsel; standaard PCB's en overige organische verbindingen
pg/kg vet.
heptachloor(epoxide). o,p'-DDT,
en niet vermelde DDT-derivaten werden niet boven de detectielimiet
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
115
MM-BvK
0.43
0.19
20
177
3.7
5.1
4.7
0.33
0.07
10
0.85
0.29
23
201
82
21 1
7.0
MM-Dijk
Bijlage
Gehalten van contaminanten in vissen uit Hollandsch Diep en Dordtsche Biesbosch"
Stof
Vissen uit Hollandsch Diep
Vissen uit Dordtsche Biesbosch
Vissen uit Oude Venen
Range (min-max)
Mediaan
Range (min-max)
Mediaan
Range (min-max)
0.03
0.24
0.03 - 0.20
0.06 - 0.40
0.07
010
<0.02
24393
39
4064
1210
172
Mediaan
Zware metalen
0 02 -0.11
0 12-0.29
|g
dioxinen & dibenzoturanen
-PCB's
non-ortho-PCB's
E mono-ortho-PCB's
TEQ non- & mono-ortho-PCB's
TEQ dioxinen
dibenzoturanen
Organochloor-bestrijdingsmiddelen
v-HCH
QCB
Octachloorstyreen
o.p'-DDD
%
Vet%
9260 - 82900
2-224
1474 - 6199
180 - 3840
21 - 2 1 4
59 - 168
17-29
n.b. - 36
56 - 559
<6-61
101 - 454
3 9 - 171
343 - 1247
483 - 1514
19.4 - 35.9
0 . 6 - 18.3
24636
50
3863
1350
19
381
39
258
93
599
1159
20.7
1.6
17376 - 51656
3 -51
3157 - 5717
700-1560
73 - 273
19-52
11 - 18
n.b. - 28
279 - 480
20-81
197 -323
< 1 9 - 158
722 - 1661
625-1623
19.4-27.3
1.8-14.7
013
299
33
<0.02
009
199
<2.2
90
24
37
15
n.b.
328
36
281
79
1180
799
22.5
3.8
•26
< 2 • 15
989
•310
< 1 •55
673
<
<10
<10
60
15 2 16.3
0.6 • 1.0
7
369
111
22
123
< 10
<10
< 10
15.4
0.8
Voor Hollandsch
gemeten in blankvoorn (3 lengteklassen: < 10 / 14 - 18 / >
baars (2 lengteklassen: (5 - 15 / > 15cm)
en paling (20 - 35cm) gemeten; voor Dordtsche Biesbosch in blankvoorn (15 - 30 cm),
(> 15
(5 - 15 cm) en
baars/snoekbaars (< 15 cm); voor Oude Venen (n = 3) alleen in blankvoorn (3 lengteklassen: < 10 / 10 - 14 / > 14 cm). Metalen in
pg/g droog weefsel; TEQ-PCB's en TEQ-dioxinen in ng/kg vet;
OMIVE in pg/kg vet. Dieldnn, endrin, DDT's,
DDT-derivaten, heptachloor(epoxide) werden
boven de detectielimiet gemeten. n.b.: ondergrens range of mediaan
bepaalbaar omdat
deel waarden beneden de detectiegrens
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
116
Bijlage
Gehalten van contaminanten in
Schedefonteinkruid uit
Schedefonteinkruid Dordtsche
Hollandsch Diep
Range ( m i n - m a x )
Zware
Cd
Mediaan
Range ( m i n - m a x )
0.31 - 1 . 0 8
0.40
002 -0.66
0.16
0 . 5 5 - 1.44
0 . 1 6 - 0.58
Mediaan
Schedefonteinkruid
Oude Venen
Gemiddelde
metalen
Hg
Cu
3 - 18
52 - 1 2 5
! 8 - 11
Cr
Pb
3.9 - 3 0
2.2 - 6 . 4
1 3 - 32
11
73
7 0 - 195
6 . 0 - 30
3.9
13.2
1 6 - 63
2.9
2 . 4 - 6.0
1.36
0.36
14
0.19
<0.04
1.3
195
21
0
44
2.8
a
1.6
5892
2490
PCB's
non-ortho-PCB's
mono-ortho-PCB's
TEQ n o n - & m o n o - o r t h o - P C B ' s
PAK's
«-HCH
fi-HCH
HCB
QCB
Octachloorstyreen
p.p-DDD
p.p'-DDE
% drooggewicht
% vet
-
2897
-
25
671
58
874
370
800
-
31339
44407
-
195
8.4 - 1 5 . 5
11905
<137
56
<58
I01
100
151
5
<76
<2645
< 125
< 14
<87
75
194
<87
60
200
67
451
<87
<87
165
110
11.8
8.5- 1 6 0
0.32
9.0
0.31
•
8.6
0.27
Voor Hollandsch
zijn metalen gemeten in 6 monsters
voor Dordtsche Biesbosch in
monsters; voor
Oude Venen in 3 monsters (2 wortel, 1
OMIVE in materiaal uit Hollandsch Diep en Dordtsche Biesbosch zijn gemeten in
Metalen
pg/g droog weefsel; OMIVE in pg/kg vet (behalve TEQ non- en mono-ortho PCB's:
o.p'en heptachloor(epoxide) werden niet boven de
gemeten.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
117
Bijlage
Gehalten van contaminanten in Aalscholvereieren uit verschillende kolonies in het Zuidrand-gebied"
Stof
Eieren Dordtsche Biesbosch
Eieren Ventjagersplaten
Eieren Brede Water
1
(DB-7)
Ei 1
Ei 2
(VJP 7)
Range (min-max)
Ei 2
(DB-9)
Mediaan
Zware metalen
Cd
<0.02
2.2
<0.02
3.0
965 • 10'
120
147 • 103
27 • 103
1502 • 10 3
300
282 • 10 s
49 •
522
78
67690
1270
107
1380
134
168560
2190
Hg
I non-ortho-PCB's
t mono-ortho-PCB's
TEQ nonmono-ortho-PCB's
Y-HCH
r<-HCH
HCB
QCB
Octachloorstyreen
Cis - heptachloorepoxide
p.p'-DDT
o,p'-DDD
p.p'-DDE
% drooggewicht
% vet
1030
<20
<10
2160
<10
<10
<10
26220
13.1
2.1
<0.01
6.3
546
220
98 • 103
28 103
1600
2350
<20
<10
9180
< 10
<10
<10
130000
12.6
1.9
436
24
931
1355
137
236
2869
4200
23
<5
2054
29
<3
189600
12.9
2.4
0.02
1.7
57 • 10 1
50
103
6
107
10
161
178
. 4
25
202
721
27
3
178
• 2
<2
23100
15.4
4.5
< 0.01 - 0.03
1.8 -5.2
52
0.01
3.1
103 - 424
90-210
10'
10 3
14 •
•
81 - 177
19-45
80-547
334 - 3948
39 - 316
71 - 784
191 - 3 7 9
613 -2068
< 3 -81
< 3 - 197
< 4 - 770
9-91
< 3 - 21
20400 - 42500
14.5- 16.7
29-5.9
207
10'
120
35
14 • 103
112
29
191
738
71
104
225
1353
32
43
275
4
35000
15.8
3.8
Voor Dordtsche Biesbosch is in 2 eieren gemeten van Aalscholvers die in het broedseizoen 1992 met regelmaat in het Hollandsch
hebben gefoerageerd; voor Ventjagersplaten zijn
1994 2 eieren geselecteerd van Aalscholvers waarvan in dat jaar een aantal
is vastgesteld dat de dieren in het Hollandsch Diep hebben gefoerageerd; Voor Brede Water zijn in 1994 4 eieren geselecteerd zonder
dat
van de foerageerrichting zijn uitgevoerd (foerageren
in de Voordelta en op het
Metalen in pg/g
droog weefsel; TEQ
concentraties) in ng/kg vet; ovenge organische verbindingen in pg/kg vet. o,p'-DDT,
heptachloor en
werden niet boven de detectielimiet gemeten
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
118
Bijlage
MTR's voor de beoordeling van de risico's van doorvergiftiging van
Type voedsel
Energie inhoud
MTR gehanteerd op
basis van gehalte In
graan (Vd Plassche
et al 1994; Seek
1995)
13.7
Contaminant (mg/kg
vers voedsel)
pp-DDT
op-DDT
pp-DDE
pp-DDD
Beta-HCH
MTR voor matig
vette vis corr.
0.45x
6.2 kJ/g
MTR voor
muggelarven
of wormen
corr. 0.14x
MTR voor plant
assimil. efficiency
40%
75%
corr. 0.06x
2.6 kJ/g
0.095
0.040
0.029
0.012
5
23
0.9
0.7
0.3
0.15
0.11
0 16
0.068
0.050
0.072
0.028
0.021
0.030
0.021
0.015
0.022
0.009
0.006
0.009
0.005
0.29
0.041
0 093
Hg
HCB
0.4
PCB-153
TCDD (ng/kg)
PCB-153'
Endosulfan
Endrin
Heptachloor
Heptachloorepoxide
Pentachloorfenol
2
05
-
29
2.0
0.006
3.7
0.13
0.059
0.407
0.001
0.9
0.002
25
8.7
3.7
0.0009
0055
0.008
0.018
0.076
0095
0 380
0.839
0.005
0.0007
0.040
0006
0.013
0.055
0.069
0.277
0.613
0.004
0.0003
0.017
0.002
0.005
0.023
0.029
0.117
0.258
0.0017
1.1
0.5
0.025
0.171
0.0004
0018
0.125
0.0003
0.008
0.053
00001
4.7
3.5
1.5
12
0.002
0.131
0.019
0.042
0.181
0.226
0.905
8.1
PCB-153 als gidsstof voor PCB's met
11
werking
Biotisch effectonderzoek Hollandsch
en Dordtsche Biesbosch
MTR voor
corr.
0.21
63
Dieldrin
Cadmium
berekend voor specifieke typen voedsel
119
Bijlage Vll-G
Bijlage Vll-G
Soort
Zware metalen m g / k g versgewicht
Cebied
Locatie
%
Cd
Pb
Cu
droog
gew.
Schelpdieren
Corbicula
Corbicula
Hollandsch D i e p
Corbicula
Hollandsch D i e p
HD-652/654/656
Corbicula
Hollandsch D i e p
Corbicula
Corbicula
Hollandsch Diep
Hollandsch Diep
Corbicula
Corbicula
Hollandsch Diep
Corbicula
Corbicula
Corbicula
Corbicula
HD-653
Hollandsch Diep
Hollandsch
Hollandsch D i e p
Hollandsch Diep
Hollandsch Diep
25.3
17
0.077
0 102
0378
034
0.035
0.156
HD-657/658
HD-655/660
21.3
18.4
0023
0091
23.9
0.029
0.021
0.225
HD-659
HD-661
19.0
13.4
0.023
0.165
0.075
0.137
Hollandsch D i e p
19.5
0.025
0.030
0118
HD-662
17.6
HD-666
HD-663
235
17.1
0.024
20.2
0.033
0.029
0.222
0.032
0.027
0
0 167
Corbicula
Corbicula
Hollandsch Diep
HD-665
HD-664/668
Hollandsch D i e p
HD-667/670
Corbicula
Hollandsch D i e p
Dreissena
Dreissena
Usselmeer
Hollandsch Diep
Chironomiden
Markermeer
Chironomiden
Chironomiden
Markermeer
D o r d t s e Biesbosch
Chironomiden
Hollandsch Diep
HD
Oligochaeten
Oligochaeten
Oligochaeten
Markermeer
Markermeer
Dordtse Biesbosch
Oligochaeten
Hollandsch Diep
HD
Elodea
Dordtse Biesbosch
DB-755
28.0
0.357
1.85
pectinatus.
P. pectinatus.
Dordtse Biesbosch
Dordtse Biesbosch
DB-756
9.0
0.052
0.014
0.12
0.05
0.058
0.074
22.2
20.4
0 130
3.47
12.2
879
102
59.2
8
0.323
0.626
<0.47
1.00
0.524
9.81
61.8
75.9
0.609
0 360
<0.61
9.50
0.896
8.35
10.7
1.63
0.945
10.1
1.13
7.64
2.62
2.31
0.011
0008
0.026
0.003
0.310
0.424
12.1
8.5
0.025
0.113
0.044
3.03
0.863
M M - d i | k Enkhuizen
10.8
13.5
12.0
0.011
0.009
0.007
M M - B l o c q v Kuffeler
DB
0.009
0068
0.045
0.074
0.033
0.673
112
84 2
0.159
0551
DB
1.02
0635
9.91
8.10
0.052
0.234
6.7
80.5
74.3
886
0.003
0.015
6 0
1.30
0632
0.692
5.0
<050
64.2
0.580
2.23
0.959
<0.54
1 76
0.716
824
7.22
6.52
0.079
M M - d i j k Enkhuizen
v Kuffeler
101
98.0
52.4
1.27
0.681
21.5
22.8
355
0.601
0.504
231
135
5.58
1.28
6.05
0.222
0.273
HD-661
71.9
0.777
0.193
1.30
02
0853
0.578
<0.56
0.855
2.25
0.134
0815
2.87
43.2
0.384
4.46
1.22
10.7
0.221
0.286
1.16
0.148
2.19
5.76
23.7
15.7
1.32
0.595
38
1.37
22.7
24.1
2.25
2.41
2.65
25.4
1.28
258
22.9
0.932
1.34
3.64
877
2.42
0.138
0629
<0.06
0.585
<0.22
0.493
0802
Waterplanten
P
8.5
Dordtse Biesbosch
DB-757
pectinatus.
Hollandsch
pectinatus.
Hollandsch Diep
Hollandsch
HD-656
HD-652
P
pectinatus.
P. pectinatus.
pectinatus
16.0
8.4
Hollandsch Diep
HD-665
HD-660/664
Hollandsch
HD-655
12.4
15.5
12.5
Hollandsch D i e p
HD-658
11.2
Biotisch effectonderzoek Hollandsch
en Dordtsche Biesbosch
120
27.3
40
1.4
20.2
230
15.6
1 3
1 1
18
6
0.23
004
10.1
5
31
1.9
0 5
4 8
0 5
02
0 8
7
0 5
0.004
0.032
0.03
0.13
0 9
3 8
0 3
0 2
0.033
0.10
0.06
0.04
.2
0.011
0.002
1 8
7.4
1 3
1 0
2 3
0.4
20
1 1
4
11
16
1 69
11
1 3
0 8
0 5
0 6
0
8
0 2
0.3
Bijlage
00
CO f N
CO a - CO
fN
r
a.
fN
V
V
V
V
V
V
V
V
V
V
V
avo
S
o
o o o
V
V
vo vo
IN
00
5
o
o
o
o
CO
V
V
V
o o
V
a-
00
VO
V
V
0
V
V
o
V
V
V
V
VD IN 00
X
V V
V
V
I
33
<
o o
V V
v v v v v v v v v v v v
o
I
CO
o
V
o o o o
fN
O m
co
co
o o o o o
o
V
o
V
V
V
V
V
IN
ro
0 0
0
V
V
0
0
s
fN
0
0
m
g
OV
1-
vovovovo
f
. a-
2
vo
0
a0
—
IN
0
HD
MM-Blocq v
CO
DB
i
c c c c c c c c c c
rtj
o
I I
$J
,
EB
C
C
E
QJ
0
:
tt
o
I X
I
co
S S
c
41 41
0
1
1 E
0 0 o
CU
c c c
OOOO
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
121
S UJ
Holland
sz
C
Markermeer
Markermeer
Hollandsch Die
I
r r
i
0
V
V
00
1
0
Q
m
0
V
00
0
rs
o
V V V
Dordtse
0
V
co
0
V
V
CO
ov
00
V V
Dordtse
<
Bijlage
fJV
fN fN
o
v
o
v
d d d d d
v v
v
o
o
VO VO
vo
V V V
V
2
VO
o
o o
o o o o o o o o o
V V V
V V V V V V V
8 to
C
o
o
V
V
V
d
ni
X
o c
V
ro
o
V
o
v
V
-
rN
X
c o o
v
d d d
V V V V
a-
ro
o
V
V
co
ro
co
a - CO I N
ro
o
ro
V
V
X
V
V
,-V
d
o
o
r-
r-
V
V
-.
CO
d
X
o
r-
V
aV
V
fN
IN
ro
d
o d
rs
d .-
V
01
CL
o
d
o
o
o
o
V
V
V
C
o
V
DO
o
V
V
ro
ro
o
o
fi
a.
V
V
IN
V
o
V
V
V
ro
IN
-1
IN
o
d
V
V
60 co
ro
o
to
rN
d
IN
o
IN
r
o
V
V
a-
V
s
V
V
V
ro
V
o
V
V
r-
d
o
V
V
V
V
V
;: 8
d dV
o
V
to
c
0]
V
fN
o m
V
V
o
o o
V
o
V
d
ro
c o
V
V
V
DO
o
v
d
sd
d
V
rs
o
V
00 00
V
ro
d
ro
d
•.
ro
o
V
o
V
V
m
VO
a-
IN
CO
d
m
C o
DO
3
d o
v v
o o
v v
G
V
a- I N
0v
o o
d
8
—oo
X
o
V
9
r"
o
-T
,- dV
fN f N
o o
V
ro
o
d
DO
-T
CO
o
v
fN
00
V
o
t
VD I N
on
o o
v
I
V
00
ro
-1
ro
a-
vo
VO
rs
8
o c
V
00
I
v v
v
fN o o o
V V V V
V
VD
0
d
v
fN
00
X
IN IN
V
V
S CO fN CO
at
V
V
V
o
d
o
d
V
V
o o
ro ro
d d
V
V
01 —
rs
o
V V
V V
31
00
vo
ca
o
X X
CL
a
a
X
rs
|
co Q
S S
I
vo
co
I
a
• •
—
a;
41
G
si
ro
C
ro
ro
o
JS 5
I
i
41 41
T
0)
-g
'6
ro ro ro
E
o o o o
o o o
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
Ho
flj
122
o
o oo o
feS
Bijlage
o
+
3
o
o
o
o
2
rs
o
s
d
o
8§
2
d
IN t
E
IN
o 3
d
Ss88
88
d d d
d
d
d
o o o
o
o
o
6
o
rn
a
Kuffeler
S rsVO
£
rs
>
>
IN rs
VO VO
ro
S J"ro fN
S
d
CO
6
.
vo
vo
SS
y
co
CD
I
Ja
41
CD CD
c
a
o
c
-.
n I
o
c
o
I
c
I
I
c
I
c
E c
I
o
I
c
'X
5
c
fc
ro
13
13
.2
.2
Biotisch e f f e c t o n d e r z o e k Hollandsch Diep
en D o r d t s c h e Biesbosch
Si
o o
S S
I
123
y y y y y
13
ft
ft
0>
ft
0>
TJ
o o o o
c
2 2 2 2
c c
41
41
c
41 41 41
41 41 41
ft
all
Wat
Elod
CD
66
fN
n
Biotisch effectonderzoek Hollandsch
en Dordtsche Biesbosch
124
Bijlage VIII
Resultaten en beoordeling farao-berekeningen
A
Afleiding criteria om
B
Berekeningsresultaten voor Aalscholver.
C
Berekeningsresultaten voor Fuut.
D
Berekeningsresultaten voor Kuifeend.
E
Berekeningsresultaten voor Steltlopers.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
125
te beoordelen.
Bijlage
Risicogrenzen en ernstig-risicogrenzen uitgedrukt als interne concentraties
in vogels (mg/kg
/
Kritisch niveau
Aalscholver
Cadmium (mg/kg)
DDT + DDE (mg/kg)
PCB-153 (als indicator voor PCB's met dioxineachtige werking; mg/kg)
005
4.7
03
4.3
90
3
Fuut, Kuifeend,
Cadmium (mg/kg)
DDT + DDE (mg/kg)
PCB-153 (als indicator voor PCB's met dioxineachtige werking; mg/kg)
005
1.8
0 1
4.3
35
1
Bovenstaande criteria zijn afgeleid t.b.v. de beoordeling van met FARAO
berekende bioaccumulatieniveau's van Cd, PCB-153 en DDT + DDE in
vogels. Als basis voor de
voor genoemde stoffen dienen
MTR's voor doorvergiftiging van vogels. De MTR is de
toelaatbare concentratie in
Om een MTR voor een specifieke
vogelsoort af te leiden zijn de volgende correcties doorgevoerd:
energetische inhoud van het voedsel;
assimilatie-efficientie voor een type voedsel.
Voor andere factoren, zoals de energiebehoefte van een vogel en de
van contaminanten wordt binnen CHEOPS/FARAO
gecorrigeerd (onderdeel calibratieprocedure).
Via correcties voor energetische inhoud van een bepaald soort voedsel zijn
MTR's afgeleid voor de volgende typen voedsel:
vis (matig vet%:
- 4.5%; energieinhoud gemiddeld
6.2 kJ/g);
*
kleine vis (laag vet%: < 1.5 %; energieinhoud gemiddeld 4.8 kJ/g);
*
(1.5 - 2.5% vet; energieinhoud gemiddeld
2.6 kJ/g);
*
(" 1 % vet; energieinhoud gemiddeld
kJ/g).
Voor deze typen voedsel worden de verschillen in
t.o.v.
verwaarloosbaar geacht.
De
MTR's staan in onderstaande tabel. Voor de
tratie van DDT + DDE wordt een
gedaan op basis van de
toxiciteit van DDE omdat uiteindelijk alle DDT kan worden omgezet in
DDE. Het is van belang om op te
dat voor de berekening van de
uitgangs-MTR's voor cadmium en DDE (voor laboratoriumvoer) geen veiligheidsfactoren (zoals bij sommige
verwerkt zijn: de afleiding was steeds volgens de methode beschreven door Aldenberg & Slob
(1993). Bij de afleiding van de MTR voor PCB-153 is wel een veiligheidsfactor gebruikt (factor 10).
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
126
voor doorvergiftiging, op basis van MTR-niveau's in verschillende typen voedsel
MTR _ l n
laboratoriumvoer"
Stof
in
in
vette
vis
met laag
oligochaeten/
chironomiden"
Cd (mg/kg vers)
0.041
0.019
0.014
0.008
0.006
pp-DDE (mg/kg vers)
0.15
0.068
0.053
0.028
0.021
0.91
0.70
0.38
0.28
5
0.84
0.61
0.005
0.004
PCB-153 (mg/kg vers)
2
(ng/kg)
PCB-153
indikator
voor toxische PCB's
(afgeleid uit MTR
voor TCDD-eq.)
(mg/kg vers)
0.006
0.004
Van de Plassche et al. [1994].
Correctiefactoren voor de MTR-berekeningen gebaseerd op waarden voor energieinhoud
van voedsel uit Jongbloed et
(1994): laboratoriumvoer 13.7 kJ/g vers; matig vette
6.2
kJ/g vers (gemiddelde waarde voor vis);
vis met laag vetpercentage 4.8 kJ/g (berekende waarde op basis van
vetgehalte t.o.v. gemiddeld);
2.6 kJ/g vers (waarde
voor Dreissena
chironomiden/oligochaeten
kJ/g.
" Beurskens & Van de Guchte
De voor FARAO gebruikte MTR van PCB-153 is niet gebaseerd op de directe toxiciteit van deze (gering-toxische) PCB-congeneer.
wordt
gebruikt als indicator-stof voor de groep van planaire PCB's, die vele
toxischer zijn dan
Voor de beoordeling van deze toxische
PCB's bestaat een methode waarbij de concentratie PCB wordt uitgedrukt
in dioxine-equivalente concentraties (TEC) en uiteindelijk wordt vergeleken
met de MTR voor 2,3,7,8-TCDD. Om te kunnen vertalen van PCB-153
naar de TEC van planaire PCB's zijn op datasets van metingen van beide in
mosselen, vissen en Aalscholvereieren regressie-analyses uitgevoerd. Voor
mosselen is gebruik gemaakt van metingen in dieren in Nieuwe Merwede,
Hollandsch Diep en bovenloop Rijn in Duitsland; voor vissen en Aalscholvereieren zijn behalve van de Zuidrand ook meetgegevens van Oude Venen
gebruikt. Per organisme is een regressielijn berekend met
waarden (niet hier afgebeeld). Met behulp van deze relaties zijn
MTR's voor
geschat in verschillende typen voedsel (voor chironomiden/oligochaeten is geschat
de regressielijn voor mosselen):
•
•
•
•
matig vette (middelgrote) vis:
= 2.0 ng/kg
[CB-153] =
6 pg/kg;
(kleine) vis met laag vet%; TEC-norm = 1.5 ng/kg
=
4 pg/kg;
mosselen: TEC-norm = 0.8 ng/kg
= 5 pg/kg;
chironomiden/oligochaeten: TEC-norm = 0.6 ng/kg
[CB-153] =
4 pg/kg.
Deze waarden staan als alternatieve MTR voor PCB-153 (nu beoordeeld als
gidsstof voor toxische PCB's) in bovenstaande tabel. De dioxinen zelf zijn
niet in de TEC-berekening meegeteld omdat hier te weinig meetgegevens
van voorhanden zijn (deze groep stoffen komt in vissen uit Hollandsch
Diep en Dordtsche Biesbosch voor in concentraties die omgerekend naar
TEC op ongeveer 20% van de
concentraties van de planaire PCB's
Biotisch effectonderzoek Hollandsch
en Dordtsche Biesbosch
127
Het hoogste trofische niveau waarvoor FARAO bioaccumulatieniveau's berekent zijn de vogelsoorten Aalscholver, Fuut, Kuifeend en Scholekster. Bij
gebrek aan soort-specifieke informatie, is ervan uitgegaan dat deze 4 soorten een gelijke gevoeligheid hebben. Hoewel een schatting van de doorvoor deze vogels het beste te beoordelen is a.d.h.v. gehalten in het voedsel (omdat daarvoor de voor het voedseltype specifieke
MTR's afgeleid zijn), is er toch behoefte om ook de berekende
accumulatieniveau's in vogels te beoordelen. De argumenten hiervoor zijn
als
* Voor Aalscholver en Scholekster bestaat het dieet uit verschillende typen voedsel, zodat de risicoschatting sowieso een gewogen oordeel
dient te zijn van de beoordeling van de accumulatieniveau's in elk van
die voedseltypen. Beoordeling op het niveau van de vogels bevat deze
informatie omdat CHEOPS/FARAO met voedselpreferenties werkt.
Beoordeling op het niveau van 4 vogelsoorten integreert alle beschikbare informatie over actuele risico's. Het resultaat is overzichtelijk, en
voor lipofiele verbindingen zijn risico's op dit trofische niveau vaak het
beste zichtbaar te maken.
De omrekening van contaminantgehalten in voedsel naar gehalten in vogel
is gedaan
die zijn afgeleid uit calibratieuitvan CHEOPS voor het Hollandsch Diep. Voor het Hollandsch Diep
is nauwkeurig
omdat veel meetgegevens voorhanden waren
(gemeten accumulatieniveau's in chironomiden, oligochaeten, mosselen,
verschillende visgroepen en vogels [De Vries,
Biomagnificatiefactoren zijn voor elke contaminant berekend als de verschilfactor tussen
het accumulatieniveau in de vogel (gecalibreerd gehalte in
en
het accumulatieniveau in het voedsel (hoofdbestanddeel). M.b.v. deze
factoren zijn de MTR's van voedsel omgerekend naar een kritisch niveau
voor het gehalte in vogel (zie onderstaande tabel):
Afleiding kritische niveau's die zijn uitgedrukt als interne concentratie in
vogels
Hoofdbestanddeel voedsel
voedsel (zie
1)
Biomagnificatie:
factor gehalte In vogel: geh.
in voedsel in Hollandsch Diep
(op nat •gewichtbasis)
mg/kg nat
factor = Kritisch
niveau in vogel
Kritisch niveau
in vogel op vetgewichtbasis
mg/kg nat
mg/kg vet
Cadmium
Aalscholver
Middelgrote
•9
2.6
0.05
--
Fuut
Kuifeend
Scholekster
Kleine vissen
Mosselen
Chir. /
I.i
6.4
•: 8
27
0.09
0.03
0.02
—
--
68
75
51
40
Fuut
Kuifeend
Scholekster
Middelgrote
witvis
Kleine vissen
Mosselen
/
53
78
4.1
0.6
82
21
21
30
0.6
PCB-153
Aalscholver
Middelgrote
5.7
57
0.32
2.5
Fuut
Kuifeend
Scholekster
Kleine vissen
Mosselen
/ Oligoch.
4.0
4.5
52
4.2
3.5
23
0.21
0.07
0.08
6
Gemiddelde kritisch
niveau
vogels:
0.05 (mg/kg nat)
DDE
Aalscholver
36.5 (mg/kg vet)
*.'
2.4 (mg/kg vet)
1.4
Ten behoeve van de CHEOPS-calibratie zijn metingen van accumulatieniveau's in vogels of
Omdat de
interne concentratie aan organische contaminanten in CHEOPS wordt uitgedrukt op totaalbasis
/kg
is het
vetpercentage in het dier van invloed op de omrekening van voedsel naar vogel. Uit literatuurgegevens [o.a. Jongbloed et al.,
1994] zijn de volgende vetpercentages afgeleid: 5% voor Fuut. Kuifeend en Scholekster; 13% voor Aalscholvers [bezitten grote
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
128
De op deze wijze per soort geschatte kritische niveau's blijken voor elk van
de drie modelstoffen (cadmium, DDE en
hoger te liggen in visetende vogels dan in benthos-etende vogels. Bijkbaar
visetende vogels sterker dan benthos-etende vogels. Omdat geen informatie
bekend is waaruit blijkt dat visetende vogels een andere gevoeligheid voor
de contaminanten hebben dan benthos-etende vogels is het uiteindelijk te
hanteren kritisch niveau afgeleid uit het gemiddelde van de vier schattingen (zie bovenstaande tabel; voor DDE en
is de middeling op
De kritische niveau's voor DDE en PCB-153 op natgewichtbasis in Aalscholver en de andere drie vogelsoorten verschillen, omdat het vetpercentage in
Aalscholver hoger is (resp. 13% vs 5%). Deze vetpercentages zijn bij de
calibratie van CHEOPS vastgesteld op grond van velddata; voor de risicobeoordeling moet hetzelfde verschil tot uiting komen in de MTR omdat het
kritische niveau een gehalte op natgewicht dient te zijn (Aalscholvers hebben dus meer contaminanten opgeslagen in hun weefsels, maar doordat
het weefsel ook meer vet bevat is de beschikbaarheid van die stoffen niet
anders dan in vogels die minder vet in hun
hebben). Voor DDE en
PCB-153 in Aalscholver zijn de kritische niveau's op natgewichtbasis resp.
4.7 en 0.3 mg/kg, terwijl voor de overige vogels de waarden 1.8 en 0.1
gelden (zie ook Tabel op pag. 126).
onderstaande tabel wordt de
gegeven. Naast het kritisch niveau (gebaseerd op MTR's die een 95%
vertegenwoordigen) wordt tevens het ernstig-risico (ER)-niveau genoemd, zijnde het 50% beschermingsniveau zoals dat wordt gebruikt bij de afleiding
van interventiewaarden. ER-niveau's voor cadmium en DDE in vogel zijn
afgeleid door het verschil tussen MTR- en ER-niveau berekend op basis van
te bepalen (met dezelfde dataset als voor de afleiding van de MTR's [persoonlijke
M. Beek]).
Classificatie uitkomsten van
Klasse
op basis van over-het of ondervan kritisch niveau
„,
1
Corresponderende uitspraak geldend voor betreffende
klasse
Verwaarloosbaar
0.01 " kritisch niveau
intent
2
0.01 • kritisch niveau <
• kritisch niveau
3
0.1 kritisch niveau <
• kritisch niveau
•1
Cd, DDE:
kritisch niveau <
• kritisch niveau"
PCB-153:
kritisch niveau <
• kritisch niveau
5
6
Gering risico.
< 0.1
1
Risico
nog net niet het
(er risico voor de
gevoelige vogelsoorten). Verder onderzoek en/of Risicoreductie is gewenst.
Verhoogd risico (risico dat bij meer dan 5% van de
vogelsoorten effecten optreden). Verder onderzoek en/of
Risico reductie is vereist.
< 10
< 10
Cd. DDE:
10 • kritisch niveau <
PCB-153:
10 kritisch niveau < concentratie, „
< ernstig risico niveau
S 100
kritisch niveau
Cd, DDE:
Ernstig risico (effecten kunnen optreden bij meer dan 50%
van de vogelsoorten). Risico
functie van locatie of
gebied aan. Verder onderzoek en/of maatregelen vereist.
>
PCB-153:
> 100 • kritisch niveau
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
Hoog/ernstig risico. Verder onderzoek en/of maatregelen
vereist.
129
De verschilfactor tussen ER en MTR is vervolgens gebruikt om het kritisch
niveau in vogel om te rekenen naar ER-niveau. Voor PCB-153 was dit niet
mogelijk (omdat geen
MTR-berekening mogelijk is, zie uitleg bij
in deze bijlage). Voor
deze stof is als vuistregel gehanteerd: ER = 10 x kritisch niveau. Het op
basis van kritische niveau's en ER-niveau's gehanteerde
wordt gepresenteerd in onderstaande tabel. De hieruit berekende criteria
voor de beoordeling van accumulatieniveau's in vogels staan in de tabel
aan het begin van deze bijlage.
De afleiding van kritische niveau's en ernstig-risiconiveau's wordt hieronder
per stof vergeleken met literatuurgegevens:
Cadmium
Gegevens over de toxiciteit van cadmium in vogels zijn schaars. Met
de methode van Aldenberg & Slob (1991) kunnen behalve MTR's
95%
ook interventiewaardeniveau's (ER-niveau's)
worden uitgerekend. Voor cadmium ligt dit niveau 85x hoger dan de MTR
(pers.
M. Beek). Omgerekend naar het gehalte in vogels komt dit op
4.3 mg/kg.
werden reproductiestoornissen gevonden
bij Kuifeenden die gedurende een aantal jaren gevoerd werden met mosselen uit het Haringvliet en een intern
bereikten van gemiddeld 0.12 mg/kg (berekend op basis van gegevens Scholten &
(1988)). Deze effecten kunnen echter niet met zekerheid aan cadmium
worden toegeschreven. De laagst gerapporteerde
betreft een waarde
gevonden in een experiment met kippen (blootstellingstijd 20 dagen): 562
mg/kg in het voedsel. Acute toxiciteit treedt duidelijk pas op bij veel hogere niveau's dan chronische toxiciteit en levert geen relevante informatie op
om
af te leiden (waarschijnlijk omdat het effectanders is). Het voor deze studie afgeleide kritisch niveau in
vogels van 0.05 mg/kg cadmium is uiteindelijk dus met name gebaseerd op
NOEC's uit
waarbij het cadmium werd toegevoegd aan het voedsel (graan etc.).
de veldsituatie nu
gebieden zoals Zuidrand) liggen de gehalten
cadmium in Aalscholver en Fuut rond 0.06 mg/kg, en daarmee net boven
het voorgestelde kritisch niveau van 0.05 mg/kg; de
in Kuifeend ligt ruim 10x boven het kritisch niveau, en schattingen van de
gehalten in Scholekster komen uit op een overschrijding van 4x. Het ERniveau, dat een factor 100 onder de laagste gerapporteerde
ligt,
wordt niet overschreden.
DDE
Het met de methode van Aldenberg & Slob (1991) berekende interventiewaardeniveau ligt 19x hoger dan het MTR-niveau van 36.5 mg/kg
vet
4.7 mg/kg nat voor Aalscholver en
mg/kg nat voor de overige
vogels) (pers. med. M. Beek). Omgerekend naar de interne concentratie in
vogels is dit 694 mg/kg vet
90 mg/kg nat voor Aalscholver en 35 mg/kg
voor de andere soorten). In een studie in
werden reproductiestoornissen bij Aalscholvers in het
in verband gebracht met DDEgehalten in eieren van deze vogels, die lagen in de range van 3-14 mg/kg
al., 1972; de interne concentraties in de oudervogels lagen
naar schatting op een vergelijkbaar niveau). De
in de reeds
genoemde Kuifeenden uit de voerproef met
waarbij
reproductiestoornissen werden gevonden, lagen op ongeveer 0.07 mg/kg
(interne concentratie berekend op basis van gegevens Scholten & Foekema
Ook voor deze twee studies geldt dat de effecten niet met zeker-
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
130
heid aan DDE kunnen worden toegeschreven. De laagst gerapporteerde
betreft een waarde gevonden in een experiment met kwartels
(blootstellingstijd 23 dagen): 825 mg/kg in het voedsel. Dit is een
hoge concentratie, dat gesteld kan worden dat acute toxiciteit ook voor
DDE geen relevante informatie oplevert, en ook voor DDE kan dit zeer
goed te maken hebben met het
dat verschilt tussen
chronische en acute toxiciteit. Het voor FARAO afgeleide kritisch niveau
van 4.7 mg/kg ligt in het begin van de veldrange gevonden in de Aalscholverstudie in het
in 1972. Het ER-niveau ligt daar duidelijk boven en ligt net iets minder dan een factor
beneden de laagst gerapporteerde
de veldsituatie nu (Zuidrand) worden gehalten van DDT + DDE in Aalscholver en Fuut van resp. ongeveer 2 en 0.5 mg/kg gevonden, die dus
onder de desbetreffende kritische niveau's vallen. Ook de gehalten DDT +
DDE in Kuifeend en Scholekster vallen onder het kritisch niveau.
PCB's
Gegevens over de toxiciteit van PCB's met een dioxine-achtige
werking (planaire PCB's) zijn verzameld door Loonen (1993). In meeste
zijn eieren
met een planaire PCB om te
kijken naar verstoringen van de embryonale ontwikkeling. De laagste concentratie waarbij dergelijke effecten optreden ligt op ongeveer
mg/kg
dioxine-equivalente concentratie (TEC). De laagste NOEC ligt op 1 mg/kg.
Deze waarden zijn representatief voor in de natuur voorkomende vogelsoorten zoals
eend en zilvermeeuw, maar niet
voor soorten als kip en kalkoen, die extreem gevoelig lijken te zijn voor
dioxine-achtige stoffen (duidelijke effecten op bv.
eieren bij 0.2 mg/kg). Omrekening van de gehalten van 1 en 10 mg/kg in
ei naar de interne concentratie in een vogel met een vetpercentage van 5%
levert de waarden 1.1 en 11 mg/kg voor resp. NOEC en
Voor
FARAO wordt de beoordeling gedaan met
als indicator voor de
PCB's met dioxine-achtige werking. Met de methode van Aldenberg & Slob
(1991) kan specifiek voor vogels geen MTR of interventiewaardeniveau
worden uitgerekend voor dioxinen (waarden zijn niet
Om die reden is de grens waarboven er wordt gesproken over ernstig risico
gekozen op 10x het kritische niveau. Voor Aalscholver levert dit 0.3 en 3.0
op als waarde voor resp. kritisch niveau en ernstig-risiconiveau; voor de
overige vogelsoorten zijn deze grenzen resp. 0.1 en 1 mg/kg PCB-153".
Omgerekend naar interne concentratie
(TEC) in vogels
(gebruik
van relatie tussen
en TCDD-equivalenten in
Aalscholvereieren)
0.1 mg/kg PCB-153 overeen
0.05 mg/kg
TEC. de Kuifeenden uit de voerproef met
waarbij
reproductiestoornissen werden gevonden, lag de concentratie PCB-153 na
een aantal jaren blootstelling net hierboven (interne concentratie PCB-153
van 0.2 mg/kg berekend op basis van gegevens uit Scholten & Foekema
(1988); schatting TEC met de relatie gebaseerd op metingen in
Aalscholvereieren). Een bijdrage van PCB's aan de destijds waargenomen
effecten kan dus niet worden uitgesloten.
de veldsituatie ligt PCB-153, beoordeeld als gidsstof voor PCB's met een
dioxine-achtige werking, in alle vogels boven het kritisch niveau, varierend
van vlak daarboven (Scholekster) tot ruim 10 x overschrijding (Aalscholver)
[De Vries,
Omdat geen MTR voor dioxinen kan worden afgeleid met methode van Aldenberg Slob
(1991) is een veiligheidsfactor van 10 in de
Dit verklaart
het ER-niveau 10 x lager
dan de eerder genoemde laagste
van 10 mg/kg.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch
en Dordtsche Biesbosch
131
Literatuur
Aldenberg, T. & W. Slob (1993). Confidence limits for hazardous
concentrations based on logistically distributed NOEC toxicity data.
Ecotox. Environ. Saf. 25: 48-63.
Beek, M. (1995). Berekeningen ER-niveau's voor cadmium en DDE.
Resultaten intern onderzoek
Beurskens, J.E.M. & C. van de Guchte (1992). Dioxinen in de
Ruimtelijke verspreiding, persistentie en (eco-)toxicologische risico's
van een erfenis uit de zestiger en zeventiger jaren. RIZA nota nr
Jongbloed, R.H., J. Pijnenburg,
Mensink, Th.P. Traas & R. Luttik
(1994). A model for environmental risk
and standard setting
based on
Top predators in terrestrial ecosystems.
nr. 719101012.
J.H., T.
R. de Vries, H. van
& J.G. de Vos
The impact of persistent pollutants on piscivorous and
rous birds. TNO-nieuws 27, 561-569.
Loonen, H. (1993). Doorgifte van dioxinen en aanverwante verbindingen
in aquatische voedselketens: de gevolgen voor toppredatoren. Universiteit
van Amsterdam, vakgroep Milieu- en Toxicologische
Vries, M.B. de (1994). Calibratie CHEOPS voor Hollandsch Diep en
Dordtsche Biesbosch. Werkdocument WL-T
In opdracht van RWS
Directie
Van de Plassche, E.J. (1994). Towards integrated environmental quality
objectives for several compounds with a potential for secondary poisoning.
RIVM report nr.
Scholten, M.C.Th., & E.M. Foekema (1988). Onderzoek
effecten
van een verhoogd gehalte aan microverontreinigingen in het voedsel, op
de conditie en voortplanting van watervogels. TNO rapport nr. 88/145.
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
132
Bijlage Vlll-B
IP
*C
S
s
IP
o
IP
o
o o o
•
4
o
5
Z
fN
i
o
a
C
—
o
o
o o o o o o o
00
ooooooooooooooqqoooo
:dddddddddddddddddddd
a
if?
--
'
fN
p
•dddddddddddddddddddd
vo
ro
o o
o
o
OV
p p
d d d d d d d
Q
o
s>
o
fN
o o
ov vn
fN
T-
00
0
S voO o q o voo
vo
d d d d d d d
d d d d d d d d d d d d d d d d d d d d
oo q vo o
oo
o o
af CO
d d d d d d d d d d d d d d d d d d d d
o
fN
1.9
51
72
5.0
6.7
89
2.9
2.5
101
1.6
4.3
1.2
1.3
0V
rsi
vo
o
3.0
tfV
00
8.6
vo"
fN
0.6
4.6
46
3.1
rN
fN
VO
vo vo
o
CO
)
fN
fN
oo co
r
fa
fN
r
a- a-
a
r
VO
vO VO
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
133
Bijlage
o o p p p
• o o o o o o o o o o o o o o o o o o o o
v o v o vo
o
o
d
vo
ro
ro
p p p p p p p
21
c
ro
o o o o o o o
d d d d d d d d d o d d d d d d o d d o
o
ft
fi
Ov
(SVO)
2010
s
<
d
CO
•
ftE
ov
o o o o p p o
CO
* ! dddddddddddddddddddd
d
OV
CO VO
fN
dddddddddddddddddddd
CO
o o o o p p o
d d d d d d
vo v o
6
VO
vo
ro
o d d d o d d
co vo o
VO
m
ro
d d d d d d d d d d d d d d d d d d d d
CO f N Q
•Vt
d d d d d d d d d d d d d d d d d d d d
o
q
fN
00
vo vo
o o
o
s
i
5th
£
aa>
fN
vo
vo
VO
ay
CO CO f N
ay
o o o o o o o
d d d d d d d d d d d d d d d d d d d d
<
OX
co
vo
X
a
c
s
r s co
ro
o
d
a
fN
T
r-
IP
o
IV
fN CO
o
o
00
o
rs
ro
d
VO
VO a fN
> 5
!
1 I
o
a-
fN
IN
VO
ff|
IP
r o Ov
fN
o
!i
134
5
i
751
vo vo
670
999
Biotisch effectonderzoek Hollandsch
en Dordtsche Biesbosch
to vo
667
a
o
m
IN
m
rs
•J
vo
rs
Bijlage
fN f N
fN fN f N f N
fN IN
q
IN
fN f N
X)
co co co
fN fN fN f N f N f N fN
q
fN
q
[ d d d d d d d d d d d d d d d d d d d d
fN
q
is°
q
CO
fN
> 5
OV
ro r o
00
S
fN
r o ro
q q
d d d d d d d d d d d d d d d d d d d d
sa
o o o o o o o
d d d d d d d d d d d d d d d d d d d d
VO
1
ro co
vo
rs vo rs
o o o o o o o
VO
CO VO
d o
d
c o
; d d d d d d d d d d d d d d d d d d d d
E
$
2
rs
vo
dd
d d d d d d d
vo
vo
d
.
rN
o
o
o
3a
vo co
vo
>
o
; d d d d d d d d d d d d d d d d d d d d
d o
d
<
•
ro
fN
O©© d d
q
IN
IN
IN
IN
d
o
o rs
fN
o o
o
o o o
a*.
q
q
CO
s 8
IP
d d d d d d d d d d d d d d d d d d d d
o
8
VO
q
fN
q
o
o o o
o o o o
g°°
fN fN
ro
ro
rs co rs
d d d d o o o o o o o o o o d o d o o oo o o
co
ro
V0
vo
d d
rs o
O
CO f N CO
q
fN
%
co
o
to to
vo vo
Biotisch effectonderzoek Hollandsch
en Dordtsche Biesbosch
S
fN
a
p
Bijlage
00
IN
s
q
E E
o
E E
as. as.
CO
00
oo
q
fN
q
CO
f N fN f N
fN
01
§
00
D35
—
•
IN
.o
>
d
E
QJ
°
•
.
IN
il
•
IN
?.
> T>J T>J
QJ
> >
QJ
rs
QJ
IN
q
QJ
QJ
DO
DO
QJ
rn
fN
VO
IP
o o o o o o o
a- 00 00
c
:8
•
>
n Stelt
•
c
i
E
c
i|
fi)
3
•
t-
D
o
rt!
c
1
c
o
E
o
c
o
a
c
.
o
0
s
o
E
°
:: q q 8 8 S S
• b d > > d T>J T>J
o
>
o
rs
QJ QJ
0 0 °
o
:
X
01
01
•
!
> s •
ro
o
o
fN
88
0
0
0
82
0
> TJ d
T>
J T>
J TJ 5
o
'
• ro
•
i
o
CO
c
fN
QJ
d
QJ
0
0 DO 0 0 0
DO DO 0 0 0
>
0
§s
TJ TJ TJ
QJ
QJ
X)
XI
QJ QJ
QJ
00
!
•
d
0
0
QJ
a
.
c
E
E
0
0 0
QJ
8 8
> >
° TJ TJ
QJ QJ
0
£
fN
IP
C
0 IN 00
fN
0
q
0
c
i
i
c
00
-T
d
OOO
m
5
rn
0
c 5
rn c
0
0
B
5.
0
Qj QJ
DC
0
• 1
fN
rN f N f N
fN
0
.
0
0
91 VB
X
,n
0 0
-cr
0
0
0
0
a
fN
-r
rr,
fN
C
IP
d
fN. 0
•:
5
0
0
01
0
fN
8
>0
0
01
0
1
V
>
6
>
00
ro
QJ
QJ
0
0
fi
8s
d
fN
ro
o
—
X
0
J3 J5
E
o o
c
o
rs
.
rs
0
d c
0
a>
IN
ro
o
o
5 0
0
c
LP
0
DC
PI
o =
rn •
0
0
c
8
q
o o
rN
0
IP
q
0
JO
ra
i
o 0
c
QJ
c
ft
IN
a—
d
UO
q
©
•
QJ QJ
c
o
0
0
X)
-5
d
do
03
o
01
0
00
•
E
0
1
E
1
0
0
a.
0
QJ
8
<
o
0
0
E
01
co
CO
fN
3
d
0
: o o o
co q
vo
fN
—
0
fN
fN
VO
q
DC
o
g
if
r—
o
c
c
S
E
I
o o o o
X)
VO
QJ
fN
o oo
CO
0 0 DO
DO
fN
ro ro
QJ
8 8 8
or
> >
TJ TJ
QJ QJ
X)
QJ
QJ
QJ
o
o
8 §
QJ
X) X)
I
00
a,
1-
0
o
>
c
>>
01
fN
IN
00
d
d
fN
co
0
r-
rn
VO
-T
•7
*0
0
fN
0
fN
0
rn
r,
d
a
0
TJ
00
8
VO
o
sc sc S
QJ
QJ
C
QJ
; o
00
DO O O O
SS
c
s
c
8
DO 8
ip
SS
c
&
0
DO
ro
00
vo vo
rs
vO VD VO VO
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
DO
-r
fN
136
fN
a
3
fN
Bijlage IX Toxic units
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
A
NOEC's gebruikt voor de berekening van toxic units.
B
Locatiegemiddelde waarden voor per
toxic units, met standaarddeviatie.
Bijlage
Lijst met NOEC-waarden (laagste gerapporteerde) voor de berekening van Toxic Units
Bron: Mulder [1994]
Stof
NOEC
Bioassay met Chironomus
(mg/kg sediment)
NOEC
Bioassay met Daphnia
(mg/kg sediment)
As
4200
6.9
967
1967
8.2
3840
533
3080
ed
Cu
Pb
NOEC
(mg/kg sediment)
238
32
266
320
11.5
4228
153"
5605
6533
22533
259067
867
657
25600
3200
9093
22.48
7.5
324
2051
18.4
0.77
7.4
3.3
8.28
15.2
1.17
37.2
21.3
28.5
156
3.1
9.5
10.3
0.41
7.8
11.2
49.6
8.51
PCB28
PCB52
PCB101
PCB153
PCB180
8enzo(k)fluorantheen
8enzo(b)fluorantheen
8enzo(a)pyreen
8enzo(ghi)peryleen
Naftaleen
Pyreen
Dibenzo(ah)antraceen
Chryseen
Benzo(a)antraceen
y-HCH
Heptachloor
Heptachloorepoxide
Dieldrin
DDD
DDE
DDT
HCB
Pentachloorbenzeen
Chloordaan
Pentachloorfenol
" Voor dit onderzoek is voor nikkel een
Deze waarden
later vastgesteld.
>
105.9
22.1
17.8
138.3
4.6
15.6
42.1
2359
1587
0.387
22.3
0.12
1 94
6 1
2.5
17.2
0.037
2.49
7.0
0.217
4.96
0016
121
596
11
18.9
0.488
17630
592309
68548
849 9
138
178
2.73
19.05
gebruikt die
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
275
138
van de waarde in de lijst van Mulder
167142
51.5
o
0
rr,
266
366
149
324
.
rn
o
r-
029
<
a.
365
314
Bijlage
ft
o
IN
o
IN
IN
ay
c
•
•
IN
'X
00
X
a
CO
. o
o
fN
o o
s
fi
tl
•
CO
ro
aro
a- I N IN
ro
vo
co
co
ro
io
o
s
x
o
b
o o o
M
o
to
i
ro
S ON
o o
o d d
o
o
o o
H
t,
ro
fN
ON ro
o
d
o o q o
d d d d
co
QN
o ro
o
c
¥
8
ON
O
co
co
co
ro
d
vo
d d
+4
oo •fN
ON
5
VD
ON
to
tn
ON
X
(2 1
88
o o
d d
tl
go
o d d
d
rN
o
+4
IN
3
o
o
tl
o
IN
IN IN
ro
ay
fN
CO
fN
a- I N
ro
CO ay r o
fN fN
d d o
, a
o vo
o o
o
ay O
o
o o
«
,
o
fN
to
d d d d
tl
S
:
ay
ay
fN a—
fN a- IN
ro
ro
oo
rn
ro
co
O
OV
.
o o
a da d 8o
VO a f N ay
IN IN
fN* I N
ay
rN
o a
ON
VO
ay
ro
o
co
d
CO
d
o rs
fN
• o
ON 00
. . ro
00
q
at
ay 00 CO fN
ov
ro
o
o
S fN CO
o
o
aa- IN CO fN tfV
q q r N o q 2 a - ^ ' ^ r o i n q ' - - ' l - ' i n r N ' - ' 0 ' r i fJV
N i N i N ' - ' i N o q s
I f t O p O O p f f i p
M O q O
W - H O O t l p O O r a n i D r IN p
p
ro
m
fN
ov q
CO
fJV
d
at
fN
fN
VO VO fN IN
vo
vo
co
vo ro
co o
CO ro ro
fN
VO
ro
o
o
d d
d d
tl
CO VO VO
t l VO
f N r o a - r o
r - i n a - c o a y
O d d l N f a d m r
S
co o
IN
o
tl
-.
v f i a - T f O ^
f N i n i n r N q
a r a f f i l f i
c
E
ro
c
fN
IN
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
O O O
tl
139
m
c
ll
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
140
Bijlage X MCA-criteria voor deelaspecten ecosysteem
Voor MCA geldt: onderstreepte deelaspecten zijn van hoger niveau dan de
deelaspecten die
representeren. Het onderscheid
urgent-niet urgent is steeds gebaseerd op de hoogste klassegrenzen in
onderstaande tabel.
Aspect (zoals in
boom
Beschrijving
Risico voor
toppredatoren
Blootstelling van toppredatoren (vogels) aan stoffen uit de
waterbodem en het risico dat negatieve effecten optreden.
Eenheid
Beoordeling van risico's van doorvergiftiging naar predatoren
aan de hand van de resultaten van de chemische analyses in
mosselen en planten.
voor doorvergiftiging via de aziatische
Corbicula
naar de kuifeend (cadmium) of via vissen
(die mosselen eten) naar de aalscholver (overige stoffen), door
een vergelijking van gehaltes in mossel met maximaal-toelaatbaar-risico (MTR)-niveaus uit literatuur (zie Den Besten
Klassegrenzen zijn gebaseerd op deze MTR's: 0.1 x, 0.5 x, 1 x, 5
en
MTR.
pp-DDT
(niet in MCA)
mg/kg
Mossel gemeten gehalte pp-DDT MTR: 0.04mg/kg
vers
mg/kg
op-DDT
in MCA)
In Mossel gemeten gehalte op-DDT. MTR: 0.9 mg/kg
pp-DDE
In Mossel gemeten gehalte
MTR: 0.028 mg/kg
mg kg
pp-DOD
In Mossel gemeten gehalte pp-DDD. MTR: 0.021 mg/kg
mg/kg
7-HCH
In Mossel gemeten gehalte
vers
mg/kg
Dieldrln
In Mossel gemeten gehalte
Cadmium
In Mossel gemeten gehalte cadmium. MTR: 0.008 mg/kg
vers
vers
MTR: 0.03 mg/kg
vers
mg/kg
MTR: 0.055 mg/kg
Mossel gemeten gehalte kwik (beoordeeld als
vers
mg/kg
mg/kg
vers
MTR: 0.018 mg/kg
HCB
PCB-153
mg/kg
vers
Mossel gemeten gehalte HCB. MTR: 0.095 mg/kg
In Mossel gemeten gehalte PCB-153, als indicator voor
dioxine-equivalente concentratie.
0.005 mg/kg
mg/kg
vers
Risicobeoordeling voor doorvergiftiging
het Schedefonteinkruid naar plantenetende vogels, zoals meerkoet, zwaan en
verschillende eendesoorten, door een vergelijking van gehaltes
in Schedefonteinkruid met het MTR
toelaatbaar
risico)-niveaus (zie Den Besten
Klassegrenzen zijn
gebaseerd op deze MTR's: 0.1 x, 0.5 x, 1 x, 5 x en 10
Cadmium
Schedefonteinkruid gemeten
Methyl-kwik
In Schedefonteinkruid gemeten gehalte kwik (beoordeeld als
methyl-kwik) MTR: 0.005
Accumulatie
Locatie-specifieke berekening van
predatoren m.b.v. FARAO Klassegrenzen gebaseerd op MTRen ernstig risico
in voedsel, en omgerekend naar
interne
0.01,
1 en 10 x MTR,
Biotisch effectonderzoek Hollandsch
en Dordtsche Biesbosch
0 002
141
mg/kg
vers
mg/kg
Aspect (zoals in
boom aangeduid)
Beschrijving
Eenheid
Aalscholver
Accumulatie via de route benthos-vissen-aalscholvers.
Cd
Risico van accumulatie van cadmium
MTR-niveau: 0.05; Ernstig
PCB-153
Accumulatie van PCB-153, beoordeeld als indicator van PCB's
met dioxine-achtige werking. MTR-niveau: 0.3; Ernstig risicogrens: 3 (omdat voor deze parameter het ER gelijk aan
10 x MTR. is als hoogste
10 x ER-niveau
gekozen).
mg/kg
DDT/DDE
Accumulatie van
mg/kg
de voedselketen.
4.3.
MTR-niveau: 4.7;
nig/kg
Ernstig risico-grens:
Fuut
Accumulatie
de route
Cd
Risico van accumulatie van cadmium via de
MTR-niveau: 0.05; Ernstig risico-grens: 4.3.
rng/kg
PCB-153
Accumulatie van PCB-153. PCB-153 beoordeeld als indicator
van PCB's met dioxine-achtige werking.
0
Ernstig risico-grens: 1 (omdat voor deze parameter het ER gelijk
is aan 10 x MTR, is
hoogste MCA-klassegrens 10 x ERniveau gekozen).
mg/kg
DDT/DDE
Accumulatie van
mg/kg
MTR-niveau: 1.8;
Ernstig risico-grens:
Steltlopers
Accumulatie via de route benthos-steltloper (scholekster)
Cd
Risico van accumulatie van cadmium
de voedselketen.
MTR-niveau: 0 05. Ernstig risico-grens: 4.3.
PCB-153
Accumulatie van PCB-153. PCB-153 beoordeeld als indicator
van PCB's met dioxine-achtige
0
Ernstig risico-grens: 1 (omdat voor deze parameter het ER
gelijk is aan 10 x MTR, is als hoogste MCA-klassegrens 10 x
ER-niveau
mg/kg
DDT/DDE
Accumulatie van DDT/DDE MTR-niveau: 1 8;
mg/kg
Ernstig risico-grens: 35.
Kuifeend
Accumulatie via de route
Cd
Risico van accumulatie van cadmium via de voedselketen.
MTR-niveau: 0.05; Ernstig risico-grens: 4.3.
mg/kg
PCB-153
Accumulatie van PCB-153. PCB-153 beoordeeld als indicator
van PCB's met dioxine-achtige werking. MTR-niveau:
Ernstig risico-grens: 1 (omdat voor deze parameter het ER
gelijk is aan 10 x MTR, is als hoogste MCA-klassegrens
x
ER-niveau gekozen).
mg/kg
DOT/DDE
Accumulatie van DDT/DDE. MTR-niveau:
Ernstig risico-grens:
rng/kg
op lagere
organismen
Onderzoek naar effecten van bodemverontreiniging op bodem- macrofauna
het veld of op toetsorganismen
het
Acute toxiciteit
het laboratorium uitgevoerde
of poriewater.
met sediment
Toets met de bacterie Photobacterium
Getest
wordt het effect van stoffen in het poriewater uit het sediment
op de
parameter de
Voor classificatie
3
zie bijlage
Muggelarve
Toets met de muggelarf Chironomus riparius (sediment,
vanaf eipakket-stadium; duur 28 dagen; parameters
sterfte en
aan de hand van stadium en droogVoor de indeling in 3 klassen
bijlage
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
142
-
toxiciteitsklasse
teitsklasse
Aspect (zoals in
boom aangeduid)
Beschrijving
Eenheid
Watervlo
Toets met de watervlo Daphnia magna (in poriewater; duur
21 dagen; parameters sterfte en reproduktie). Voor de indeling
in 3 klassen zie bijlage Vl-B.
toxiciteitsklasse
Diversiteit
gezondheid van
beoordeeld op grond van dichtheden en soortensamenstelling
van benthische macrofauna en aan de hand van de mate waarin
afwi|kingen bij individuele organismen worden aangetroffen,
rekening houdend met type substraat per locatie.
Aantal soorten
Aantal aangetroffen soorten binnen de verschillende
taxonomische macrofaunagroepen gehanteerd als indicator
voor de bodemkwaliteit.
#Oligo.
etc.
Aantal soorten Chironomiden
Voor klasse-indeling zie bijlage V-B.
aantal
Aantal soorten Oligochaeten (wormachtigen).
Voor klasseindeling zie bijlage
aantal
Aantal soorten Bivalven (tweekleppigen). Voor
indeling zie bijlage V-B.
aantal
Som van het aantal soorten Ephemeroptera. (flatten).
Trichoptera (kokerjuffers) en Plecoptera (steenvliegen).
Voor klasse-indeling zie bijlage V-B.
aantal
Dichtheden
Dichtheden (abundanties) van verschillende taxonomische
macrofaunagroepen
Chlr.
Dichtheid Chironomiden. Voor klasse-indeling zie
bijlage V-B.
aantal/
Oligo.
Dichtheid Oligochaeten. Voor klasse-indeling zie
bijlage V-B.
aantal/
nr
Bivalv.
Dichtheid Bivalvia. Voor klasse-indeling zie bijlage V-B.
aantal/
Verhoudingen
Verhoudingen tussen dichtheden van bepaalde
taxonomische groepen, die indicatief geacht worden voor de
vervuilingsgraad.
Het populatieaandeel van de in
situatie
dominante groep. Voor slib zijn dit de Chironomiden, voor
zand de Bivalven Voor klasse-indeling zie bijlage
%
Verhouding dichtheden Chironomus- en Procladius-soorten.
Procladius toleranter voor vervuiling dan
Voor klasse-indeling zie bijlage V-B.
- (ratio)
Verhouding dichtheden Chironomiden en
Tubificiden toleranter voor vervuiling dan
Voor klasse-indeling zie bijlage V-B.
Kaakafwijkingen
Percentages
Klasse-indeling: zie
Biotisch effectonderzoek Hollandsch Diep
en Dordtsche Biesbosch
143
bij
V-B
(ratio)
%
Colofon
Auteur:
P.J. den Besten
Rijkswaterstaat, directie Zuid-Holland
Toeleverende diensten en bedrijven:
Directie ZuidHolland
•
Rijkswaterstaat, RIZA
"
Resource Analysis
Waterloopkundig laboratorium
AquaSense
Bureau Waardenburg
Adviesbureau Klink B V.
Instituut voor Milieuvraagstukken,
Vakgroep Milieu- en Toxicologische
UvA
Petromalion
Leden van de werkgroep Biotisch
Effectonderzoek (BEO) Hollandsch
Diep / Dordtsche Biesbosch (1993-
1995):
Mw M M. Ruys (RWS-ZH, APV)
M w C A . Schmidt (RIZA,
Kerkum (RIZA, WSE)
C. van de Guchte (RIZA, WSC)
M w H.C.
van Heel
(RIZA. WSE)
P.J. den Besten (RIZA. WSC)
Ondersteuning werkgroep BEO:
Mw M
(Resource Analysis)
Biotisch effectonderzoek Hollandsch
en Dordtsche Biesbosch
144

Werk in Uitvoering

In het Helderse Nieuwe Diep

Stage Plan en geluidsplan MissJones

Biesboschwandeling

Kriebelbeestjespad - brief aan docenten met

Bad 3 rood Schuin gedrukt zijn de eisen om naar het

Toebehoren van de bakovens Serie 300 en Serie 200

Algemene voorwaarden Biesbosch Glamping – Biesbosch Vitaal

Download hier de laatste Jip kalender!

Nieuwsbrief van juni 2014 / jaargang 17 nummer 4 (pdf)