Waterkwaliteitsmodel Hollandsch Diep / Haringvliet: Voorspelling toekomstige waterkwaliteit bij het meetpunt H9

tol • n-Mftn--noc-<

tel.; 01180-11851

waterkwaliteitsmodel Hollandsch Diep/Haringvliet

voorspelling toekomstige waterkwaliteit

bij het meetpunt H9

verslag onderzoek

R1656

Lijst van figuren

blz.

_1 Algemeen* ,,,.,...<... 1

1.2 Inleiding 1

1.2 Opdracht 1

1.3 Uitvoering van het onderzoek 1

1.4 Konklusies 2

2 Overzicht van het onderzoek. 3

2.1 Model 3

2.2 Waterkwalltettsvariabelen 3

2.3 Berekeningen , 4

_3 Beschrijving van het model. 5

3.1 Belangrijke eigenschappen van het rekenprogramma... 5

3.1.1 Simulatieperioden 5

3.1.2 Geometrie en hydraulische kenmerken 6

3.1.3 Waterkwaliteltsvariabelen 9

3.2 Processen , 9

3.2.1 Algemeen 9

3.2.2 Koolstof 10

3.2.3 Fosfor 10

3.2.4 Stikstof 11

3.2.5 Algen en detritus 11

3.2.6 Zuurstof 13

3.2.7 Temperatuurinvloed 14

_4 Gegevens en randvoorwaarden 15

4.1 Geometrie en hydrologie 15

4.1.1 Algemeen 15

4.1.2 Debieten , 16

4.1.3 Geometrie.... 16

4.1.4 Stroomsnelheden en waterdiepten 18

4.2 Waterkwaliteltsgegevens 19

4.2.2 Gegevens voor het meetpunt H2 (Gorlnchem) voor 1985... 22

4.2*3 Gegevens voor het meetpunt H3 (Keizersveer) voor 1985 •* 24

J5 Beschrijving van de uitgevoerde berekeningen... 25

5.1 Kallbraties.., 25

5.1.1 Algemeen ...• 25

5.1.2 Chloride... 25

5.1.3 Algen en detritus

f

27

5.1.4 Koolstof „ 29

5.1.5 Fosfor. 30

5.1.6 Stikstof. 31

5.1.7 Zuurstof. , 33

5.2 Verificaties , 34

5.3 Simulaties 35

5.4 Gevoeligheidsanalyse • 37

5.4.1 Verandering van emissie- en zulveringsreduktiefaktoren voor

fosforverbindlngen. * 38

5.4.1.1 De onderverdeling van de P-vracht 38

5.4.1.2 De zuiveringsreduktiefaktoren voor P-verbindlngen 39

5.4.1.3 Herkalibratie van het Rijnmodel 40

5.4.1.4 De koncentraties aan P-verblndlngen bij Gorinchem 40

5.4.2 Vergroting van de detrituskoncentratie. * 42

5.4.3 Verlaging van de achtergrondsextlnktie in het Hollandsch Diep/

Haringvliet , , 43

5.4.4 Informatie over gevoeligheden, volgend uit

kalibratieberekenln-gen .„ 44

LITERATUUR

TABELLEN

b In de reaktievergelijklngen gebruikte tabellen

2 De in het waterkwallteitsmodel Hollandsen Diep/Haringvliet gebruikte schematisatie in rivlertakken.

3 Gegevens met betrekking tot de relatie tussen debiet en waterdiepte resp. stroomsnelheid.

4 De voor het meetpunt H2 (Gorinchem) en H3 (Keizersveer) ingevoerde algen-koncentraties.

5 Berekende waterkwaliteitsvariabelen voor H2, situatie 1985, hydrologie 1974, zonder vervanging polyfosfaten.

6 Berekende waterkwaliteitsvariabelen voor H2, situatie 1985, hydrologie 1975, zonder vervanging polyfosfaten.

7 Berekende waterkwaliteitsvariabelen voor H2, situatie 1985, hydrologie 1975, met 50% vervanging polyfosfaten.

8 Berekende waterkwaliteitsvariabelen voor H2, situatie 1985, hydrologie 1976, zonder vervanging polyfosfaten.

9 Berekende waterkwaliteitsvariabelen voor Ho, situatie 1980, hydrologie 1974.

10 Berekende waterkwaliteitsvariabelen voor Hg, situatie 1980, hydrologie 1975.

11 Berekende waterkwaliteltsvarlabelen voor H3, situatie 1980, hydrologie 1976.

12 Vergelijking jaargemiddelde gemeten en berekende chloride-gehalten.

13 Berekende waterkwaliteitsvariabelen voor H9, (methode van 4.2.2), situatie 1985, (sanering zonder vervanging polyfosfaten), hydrologie 1974

14 Berekende waterkwaliteitsvariabelen voor H9, (methode van 4.2.2), situatie 1985, (sanering zonder vervanging polyfosfaten), hydrologie 1975

15 Berekende waterkwaliteitsvariabelen voor H9, (methode van 4.2.2), situatie 1985, (sanering met 50% vervanging polyfosfaten), hydrologie 1975

16 Berekende waterkwaliteitsvariabelen voor H9, (methode van 4.2.2), situatie 1985, (sanering zonder vervanging polyfosfaten), hydrologie 1976

17 Relatieve verandering in waterkwaliteitsvariabelen bij H9» situatie 1985 ten opzichte van 1974 (sanering zonder vervanging polyfosfaten).

18 Relatieve verandering in waterkwaliteitsvariabelen bij Hg, situatie 1985 ten opzichte van 1975 (sanering zonder vervanging polyfosfaten).

ten opzichte van 1975 (sanering met 50% vervanging polyfosfaten)*

20 Relatieve verandering in waterkwaliteitsvariabelen bij H9 situatie 1985

ten opzichte van 1976 (sanering zonder vervanging polyfosfaten).

2 Riviertak, rekenelement en balanstermen MODQUAL. 3 Integrale modelstruktuur van MODQUAL.

4 t/m 7 Jaargemiddelde waarde voor verschillende waterkwallteltsvarlabelen bij H3.

8 t/m 18 Kalibraties, 1975, 4-weekae gemiddelden, diverse waterkwaliteitsva-riabelen, Hg»

19 t/m 29 Kalibraties» 1975, jaargemiddelden als funktie van het rivierkilo-metrage, diverse waterkwaliteitsvariabelen.

30 t/m 62 Verificaties, 1974, 1976, 1980, 4-weekse gemiddelden, diverse waterkwaliteitsvariabelen, H9.

De in het kader van het WABASIM-projekt plaatsvindende ontwikkeling van de modellen BLOOM-II en CHARON is in een zodanig stadium gekomen, dat toepassing van deze modellen voor het voorspellen van de waterkwaliteit in een zoet Grevelingenbekken en het Zoommeer, ten gevolge van diverse beheers- en be-leidsscenario's, onder verschillende hydrologische omstandigheden, in de loop van 1981 plaatsvindt (respektievelijk onder de projektnumraerB R 1644 en R 1645).

Daar voor deze studies als randvoorwaarde gebruik gemaakt wordt van de toe-komstige waterkwaliteit ter plaatse van H9 in het Hollandsch Diep/Haringvliet (daar water via de Volkeraksluizen zal worden ingelaten), moet aan deze stu-dies een voorspelling van de waterkwaliteit ter plaatse van H9, ten gevolge van diverse beheers- en beleidsscenario's voor de grote rivieren en onder verschillende hydrologische omstandigheden, voorafgaan.

Het onderhavige verslag beschrijft het laatstgenoemde onderzoek.

1.2 Opdracht

Door het hoofd van de hoofdafdeling Milieu en Inrichting van de Deltadienst van de Rijkswaterstaat is in brief no. 20766 van 11 maart 1981 opdracht ver-leend tot het uitvoeren van een studie naar de toekomstige waterkwaliteit ter plaatse van het meetpunt H9 in het Hollandsch Diep/Haringvliet, welke studie als randvoorwaarde kan dienen voor verdere studie naar de toekomstige water-kwaliteit van het Grevelingenraeer en het Zoommeer.

In de opdrachtbrief wordt voor de wijze van uitvoering van de studie verwezen naar het voorstel daarvoor in bijlage 1 van brief 81l/K 1947 van 25 februari 1981 van het Waterloopkundig Laboratorium.

1.3 Uitvoering van het onderzoek

Het onderzoek is uitgevoerd met gebruikmaking van het mathematisch waterkwali-teitsraodel voor rivieren en netwerken MODQUAL, met als begrenzingen Gorinchem en Keizersveer aan de bovenstroomse, en H9 aan de benedenstroomse zijde (fi-guur 1), Tevens zijn enkele berekeningen uitgevoerd met het

waterkwaliteitsmo-del voor de Rijn (eveneens MODQUAL) voor het voorspellen van de waterkwaliteit in Gorinchem in 1985, als funktie van saneringsscenario's en hydrologische om-standigheden.

Het onderzoek is van maart tot en met juli 1981 uitgevoerd bij de afdeling Mllleuhydrodynamica van het Waterloopkundig Laboratorium te Delft door ir. J.C. Stans, die tevens auteur is van het onderhavige verslag. De berekeningen met het waterkwaliteitsmodel voor de Rijn zijn uitgevoerd door ir, J.A. van Pagee.

1.4 Konklusies

Uit de uitgevoerde simulaties zijn de volgende konklusies getrokken (zie ook 5.3):

- bij normale sanering (zonder vervanging polyfosfaten in wasmiddelen) treedt in 1985 ten opzichte van 1974 t/m 1976 een aanzienlijke verbetering op bij

20

de waterkwaliteitsvariabelen opgelost zuurstof, B0D5 , particulair een organisch stikstof en ammoniumstlkstof.

Een verslechtering is zichtbaar bij nltriet- en nltraatstikstof, orthofos-faat-fosfor en een vrijwel gelijkblijvend beeld bij particulair en organisch fosfor.

- vervanging van 50% van de polyfosfaten in wasmiddelen geeft een aanzienlijke reduktie bij orthofosfaat-fosfor en particulair en organisch fosfor, met gelijkblijvende waarden voor de overige waterkwaliteitsvariabelen.

- de veranderingen in de waterkwaliteitsvariabelen geven in procenten uitge-drukt een vrij konstant beeld te zien voor de 4-weekse perioden van het jaar.

- de tussen 1974 en 1976 uitgevoerde saneringsmaatregelen zijn duidelijk in de resultaten zichtbaar.

2 Overzicht van het onderzoek

2.1 Model

Voor het onderzoek naar de toekomstige waterkwaliteit ter plaatse van H9 is een nieuw mathematisch model opgezet met als grenzen;

- bovenstrooms: Gorinchem (Boven Merwede) en Keizersveer (Bergsche Maas) - benedenstrooms; het meetpunt H9.

In het model zijn de volgende takken opgenomen: - Boven Merwede, benedenstrooms van Gorinchem - Amer, benedenstrooms van Keizersveer

- Nieuwe Merwede - Beneden Merwede - Dordtsche Kil - Hollandsen Diep

- Haringvliet, tot het meetpunt H9.

Voor de algemene opzet van het model is gekozen voor het eendimensionale steady-state waterkwaliteitsmodel voor rivieren en netwerken MODQUAL, waarin de voor het beschouwde gebied specifieke grootheden (geometrie, relaties tussen diepte, stroomsnelheid en debiet) zijn ingevoerd (zie hfdst. 4 ) .

De bovenstroomse grenzen van het model zijn tegelijk de benedenstroomse gren-zen van twee reeds bestaande waterkwaliteitsmodellen, namelijk die voor de Rijn en de Maas. Het basiskoncept voor deze modellen is eveneens MODQUAL.

2.2 Waterkwaliteitsvariabelen

De volgende waterkwaliteitsvariabelen zijn in de studie opgenomen: - orthofosfaat-fosfor

- organisch en particulalr fosfor - organisch en particulair stikstof - ammonium-stlkstof - nitrlet- en nitraat-stikstof

- BODf

- opgelost zuurstof - chlorofyl - chloride.

ten,

2.3 Berekeningen

Berekeningen zijn uitgevoerd met de volgende uit de waterkwaliteltsgegevens en hydrologische gegevens berekende waarden*

- gemiddelden over perioden van 4 weken - jaargemiddelden.

De volgende berekeningen zijn uitgevoerd:

- het model is gekalibreerd aan de hand van hydrologische en waterkwalitelts-gegevens van 1975 (dit is hydrologisch gezien een gemiddeld jaar)

- het model Is geverifieerd aan de hand van de jaren 1974, 1976 en 1980 (deze jaren zijn gekozen omdat zij gelden als: resp. een nat, droog en het meest recente jaar)

- voor de voorspelling van de waterkwaliteit ter plaatse van H9 zijn de vol-gende simulaties uitgevoerd:

- de hydrologie van de jaren 1974, 1975 en 1976 met voor de waterkwaliteit van de Rijn (Gorinchem) die behorend bij de te verwachten lozingssituatie van 1985 (met de verwachte sanering) en voor de waterkwaliteit van de Maas (Keizersveer) die van de lozingssituatie van 1980 (situatie van 1985 niet goed voorspelbaar met de beschikbare gegevens)

- de hydrologie van 1975, met voor de waterkwaliteit van de Rijn (Gorinchem) die bij de te verwachten lozingssituatie van 1985 (dus wederom met de verwachte sanering), maar nu inclusief 50% vervanging van de polyfosfaten in wasmiddelen. Voor de waterkwaliteit van de Maas (Keizersveer) is de in het voorgaande punt reeds beschreven kwaliteit ingevoerd.

3 _Beschrijving van het model

Enkele belangrijke eigenschappen van het model worden kort besproken en de processen, die in het model zijn opgenomen worden van een toelichting voor-zien. Voor uitvoeriger beschrijvingen wordt verwezen naar 12] en [5].

3.1 Belangrijke eigenschappen van het rekenprogramma

3.1.1 Simulatieperioden

MODQUAL Is een mathematisch waterkwaliteitsmodel voor rivieren en netwerken, voor steady-state perioden.

Onder een steady-state periode wordt verstaan een periode waarin de debleten en de koncentratles aan stoffen, evenals het produkt van beide (de vracht), een vrij konstante waarde bezitten.

Daar in veel toepassingen (evenals de onderhavige) gewerkt wordt met hydrolo-gische en waterkwalIteitsgegevens die worden gemiddeld over perioden van enkele weken of een maand, en daarbij wordt verondersteld dat dergelijke perloden als steady-state perioden kunnen worden opgevat, wordt hier nader uiteengezet welke de konsekwentles van een dergelijke veronderstelling zijn.

Indien de lozing van een fabriek een konstante vracht F is In een rivier met een wisselend debiet Q(t) zal de koncentratieverhoging op tijdstip t^ bedra-gen; F/Q(ti). De gemiddelde koncentratieverhoging over een tijdsinterval t2 ~ ti bedraagt:

öüT

In MODQUAL wordt het interval t2 - ti als steady state periode genomen en wordt de gemiddelde koncentratieverhoging berekend volgens:

Ac m

'F.

J 1

t ƒ 2 Q(t) dt

Btj geringe fluktuatles in Q(t) zal Ac_ niet veel verschillen van Ac.*

Naast het fluktueren van debieten kan ook fluktuatie van lozingsvrachten optreden, waardoor het verschil tussen berekende en gemeten Ac nog groter kan worden, daar In MODQÜAL berekend wordt:

, ƒ

2

F(t) dt

'3

- t

t

ƒ

Z

Q(t) dt

ten opzichte van het werkelijk optredende:

De fluktuaties in de lozingevrachten zijn echter vaak veel minder groot dan de fluktuaties In de debieten.

Uit het voorgaande zal duidelijk geworden zijn dat kalibraties vla berekenin-gen, uitgevoerd met jaargemiddelden, vaak minder goede resultaten zullen opleveren dan kalibraties met behulp van maandgemiddelden of 4-weekse gemid-delden.

De te gebruiken simulatieperloden zijn echter ook aan een minimum gebonden, afhankelijk van de looptijd In het beschouwde rivierstelsel of netwerk. De simulatieperiode dient altijd een veelvoud van de looptijd te bedragen om de Invloed van de looptijd als oorzaak van verschillen tussen gemeten en bereken-de hydrologische en waterkwallteltegroothebereken-den te elimineren.

3.1.2 Geometrie en hydraulische kenmerken

Het model MODQUAL kan worden gebruikt bij rlvlerstelsels en netwerken, waarin kringstromen niet mogen voorkomen. De stroomtakken zijn ééndimensionaal, d.w.z. over de dwarsdoorsnede heerst volledige menging* De enige transportme-chanlsmen zijn advectie en longitudinale dispersie.

De keuze van de indeling van een rivierstelsel of netwerk in takken is reken-technisch van groot belang, daar per gekozen tak alle procesparameters en verdere koëfficiënten een konstante waarde toegewezen krijgen. In de keuze van de indeling in takken is echter een ruime mate van vrijheid aanwezig.

Voorts wordt iedere rlviertak onderverdeeld in elementen van gelijke lengte (voor het gehele stelsel gelijk).

Het debiet in een tak kan veranderen door: - instroming uit zijrivieren

- diffuse instroming - afvalwaterlozingen - onttrekkingen.

De waterbalans van een element is op figuur 2 gegeven (middelste tekening). Als vergelijking:

AQ = Q. , - Q. + Q

i

i-1 *i

\

Hierin is:

AQ. ; debiettoename

Q-t-l : instromend debiet vanuit het vorige element

Qx : als lozing toestromend (onttrekking is negatief) of diffuus toestromend debiet

Ql : uitstromend debiet naar het volgende element.

Verdamping is niet in het model opgenomen, wat bij rivieren een aanvaardbare vereenvoudiging is, regen is als diffuse toestroming in te voeren, maar zal veelal reeds in de waterbalans zijn verwerkt.

De onderste tekening op figuur 2 geeft de stofbalans:

Hierin is:

AM., : massatoename

: vracht naar het volgende element 9c

T - ) J , : uitwisseling met het vorige element

O n JU -L

~(ADL l2-). : uitwisseling met het volgende element

l : lozings- of diffuse vracht (bij onttrekking: : reaktietermen

met: C : koncentratie

A s oppervlakte van de dwarsdoorsnede DL: longitudinale dlspersiekoëfficiënt.

Bij een steady-state situatie zijn AQ en AM gelijk aan 0.

Naast het uit de debletbalans te berekenen uitstromende debiet is per element tevens informatie nodig over:

- de oppervlakte van de dwarsdoorsnede (zie stofbalans) - over de diepte gemiddelde stroomsnelheid (reaktietermen) - de waterdiepte (reaktietermen).

Daar berekening van de dwarsdoorsnede mogelijk is uit het debiet en de stroom-snelheid, is bekendheid van stroomsnelheid en waterdiepte voldoende.

De berekening van stroomsnelheid "ü en waterdiepte d kan op twee manieren plaatsvinden:

a. Uit het debiet Q via de relaties: — ei

u " ai Q d - a2 Q

als a ^ 32, ei en &2 gegeven zijn.

Deze koëfficië'nten respektlevelijk exponenten kunnen slechts per rivlertak gevarieerd worden, zodat hiermee al belangrijke uitgangspunten voor de selektie van riviertakken geschapen worden»

b. Via de vergelijking van Manning

Q . ± . A . R

2 /

V

/ 2

x n x x e

n » ruwheidsfaktor van Manning Ax = dwarsdoorsnede van de rivier

Bij deze berekeningswijze moet als extra gegeven de relatie tussen dwars-doorsnede Ax en waterdiepte d bekend zijn.

Ax kan dan iteratief uit de vergelijking van Manning worden opgelost, waaruit d en (via q/t^) "ü berekend kunnen worden.

3.1.3 Waterkwaliteitevariabelen

De volgende waterkwaliteltsvariabelen zijn in de huidige modelkonfiguratie te gebruiken:

- zuurstof

- BODf

- algen (uitgedrukt in chlorofyl a) - organisch en partlculair stikstof - ammoniura-stlkstof

- nitriet-stlkstof - nitraat-stikstof - orthofosfaat-fosfor

- organisch en partlculair fosfor - 3 konservatieve stoffen

- 20 stoffen met willekeurige kinetiek.

In het waterkwallteitsraodel Hollandsen Diep-Haringvliet is naast de negen eerstgenoemde waterkwaliteitsvariabelen êén konservatieve stof gekozen (chlo-ride) en is detritus als een stof met bijzondere kinetlek gekozen.

Het tetnperatuurverloop in het rivierstelsel wordt als randvoorwaarde opgelegd, per gekozen riviertak en per gekozen simulatieperiode.

3,2 Processen

3*2,1 Algemeen

(konservatleve stof), onderdeel van de integrale struktuur in het model MODQUAL. Deze struktuur is weergegeven in een schema (fig. 3 ) , waarmee ge-tracht is aan te geven welke relaties er bestaan tussen de verschillende variabelen.

In tabel la zijn de reakties uitgeschreven voor de verschillende variabelen. Tabel 1b geeft de verklaring van de gebruikte symbolen.

In de volgende paragrafen worden enkele toelichtende opmerkingen gemaakt voor verschillende groepen processen. Voor een uitgebreidere beschrijving van de processen wordt verwezen naar [2] en [5].

3.2,2 Koolstof

In de struktuur van MODQUAL zijn voor de afbraak van koolstofverbindingen drie frakties onderscheiden:

20

a. biochemisch zuurstofverbruik (BODg c.q. BZV verder BOD genoemd) door algen en detritus

b. overig BOD

c. niet biochemisch afbreekbaar koolstof.

Voor een beschrijving van de wijze waarop de BOD in algen en detritus wordt meegenomen in de berekeningen wordt verwezen naar 3.2.5. Voor het overig BOD geldt de reaktievergelijking van tabel la (vergelijking 9 ) .

Het overig BOD samen met het niet biochemisch afbreekbaar koolstof wordt chemisch zuurstofverbruik genoemd (COD c.q. CZV). Indien COD wordt beschouwd» wordt het niet biochemisch afbreekbaar koolstof als konservatleve stof

inge-voerd. In het onderhavige model is COD echter buiten beschouwing gelaten.

3.2.3 Fosfor

Ook bij fosfor zijn drie frakties onderscheiden: a. particulair fosfor in algen en detritus

b. overig particulair fosfor + opgelost organisch fosfor c. ortho-fosfaat-fosfor.

De frakties a en b samen vormen het particulair en organisch fosfor. Voor de beschrijving van fraktie a wordt verwezen naar 3,2.5.

Fraktle b en c worden beschreven tnet de reaktievergelijkingen van tabel la (vergelijking 2 resp. 1),

3.2.4 Stikstof

Stikstof komt in de modelstruktuur in vijf frakties voor: a. partlculalr stikstof in algen en detritus

b. overig particulair stikstof + (opgelost) organisch stikstof c. ammonium-stikstof

d. nitriet-stikstof e. nitraat-stikstof.

De frakties a en b vormen het particulair en organisch stikstof. Kjeldahl-stikstof bestaat uit de frakties a, b en c.

De beschrijving van fraktie a wordt gegeven in 3.2.5. De reaktievergelijkingen voor b t/m e zijn in tabel la opgenomen als respektievelljk de vergelijkingen 3 t/m 6.

3.2.5 Algen en detritus

Uitgangspunt bij de algenkinetlek is dat uitsluitend licht als groeibeperkende faktor fungeert. Gezien de aanwezige stikstof- en fosforkoncentraties zullen deze nutriënten niet als groeibeperkend kunnen gaan gelden en Is het genoemde uitgangspunt juist.

De algen- en detrituskinetiek vereist een nadere toelichting. In de vermelde reakties voor algen en detritus (tabel la)

Algen (A) : A - ^ - (n-p-o^A - ~ A

Detritus (D): ^ « o^.A - (6 + j p ) D

komen JA, p en o voor, die nader beschreven moeten worden:

e = e . , + f . A

achtergrond E

l \x ' oi I

max

max

d I

In deze vergelijkingen is (alleen de nog niet eerder gedefinieerde symbolen

zijn vermeld):

u ™ de maximale groeisnelheid van algen

_max

\x =* de over de waterdiepte gemiddelde groeisnelheid van algen

1 • daglichtlengte

kj » koëfficiënt, afhankelijk van de vorm van de ji(I)-curve

e - extinktiekoüfficlënt

H » waterdiepte

T « watertemperatuur (gemiddeld over de waterdiepte)

EA " respiratlekoëfficiënt

DA - sterftekoëfficiënt

e . , = achtergrondextinktie

achtergrond

f = hoeveelheid extinktie per eenheid van algenbiomassa

(speci-fieke extinktie)

I - lichtintensiteit

•"•max " maximale lichtintensiteit waarbij nog algengroei optreedt•

De in 3.2.2 t/m 3.2.4 genoemde fraktles in algen en detritus worden als volgt

berekend:

Het berekende biochemische zuurstofverbruik dat vergeleken kan worden met de

20

gemeten waarde BODtj , wordt als volgt verkregen:

20

£

U

(berekend) - f

1 #

L + f

2

.a

3

.A + f3.03.0

_3'*3'

De faktoren f

lt

f

2

en f3 zijn gebaseerd op de BOD5 - proef, waarvoor is

verondersteld dat het "overig" BOD (L) volgens een l

e

orde proces afbreekt met

20

O,l/dag en detritus voor 100% afbreekt met een afbraaksnelheid van 0,l/dag, zodat

fj - 1 - e"0'2 3'5 - 0,68

f2 - 0,5 (1 - e-O.i'5) . 0,20

f3 m i _ e"0»1'5 - 0,39

De met metingen vergelijkbare waterkwaliteltsvariabele totaal partlculair en opgelost organisch fosfor wordt als volgt berekend:

org. + part.P » Pj^ + a2 A + a2D

Be met metingen vergelijkbare waterkwaliteitsvariabele totaal particulalr en opgelost organisch stikstof wordt als volgt berekend:

org. part. N = NQ + ^ +

3.2,6 Zuurstof

Zoals uit reaktievergelijklng 10 van tabel la blijkt, wordt het zuurstofgehal-te beïnvloed door veel processen, waarvan er enkele reeds zijn ontmoet bij de koolstof-, stikstof- en algen- en detritusprocessen.

Specifiek zijn reaeratie en zuurstofgebrulk van de bodem.

De verzadiglngskoncentatie van opgelost zuurstof Cg is temperatuurafhankelijk. De volgende uitdrukking wordt gebruikt voor de berekening van Cg» met T als watertemperatuur in *C:

Cs - 14,64 - 0,4106T + 0,00795T2 - 0,0000776 T3

De reaeratiekoëfficlënt kan berekend worden via een aantal te kiezen empiri-sche formules of als getalwaarde worden opgegeven.

3,2*7 Temperatuurinvloed

Uit de beschrijving in de voorgaande paragrafen kan de Indruk zijn verkregen dat alleen \i, p, a. en C een funktle zijn van de watertemperatuur* Naast deze procesparameters zijn echter ook andere afhankelijk van de watertemperatuur. De ingevoerde afhankelijkheden worden hierna gegeven, ten opzichte van de parameterwaarden bij 20cC. In de formules Is T de watertemperatuur in °C.

De algemene relatie is;

Parameterwaarde bij T°C - (Parameterwaarde bij 20°C).(konstante)(T-20)

Voor de verschillende parameters wordt daarom uitsluitend de waarde voor de konstante gegeven. Konstante 1,047 1,08 1,08 1,06 1,047 1,07 1,07 1,047 K4 1,07

Ook in de empirische formules voor de berekening van de reaeratiekoëfficiënt la een temperatuursafhankelijkheid opgenomen (zie 5.1.7).

Parameter CD .

P

P

P

6 0 Ö K 0 1 2 4 3 4 1

4 Gegevens en randvoorwaarden

4.1 Geometrie en hydrologie

4.1.1 Algemeen

Zoals reeds in hoofdstuk 2 opgemerkt, sluit het waterkwaliteltstnodel Hol-landsen Diep/Haringvliet aan op de waterkwaliteitsmodellen Rijn en Maas, door als bovenstroomse begrenzingen Gorinchem en Keizersveer te kiezen, de benede.n-stroomse grenzen van respektievelijk het waterkwaliteltsmodel Rijn en Maas.

De volgende rlviertakken zijn in het model opgenomen: - Boven Merwede, benedenstrooms van Gorinchera

- Amer, benedenstrooms van Kelzersveer - Nieuwe Merwede

- Beneden Merwede - Dordtsche Kil - Hollandsen Diep

- Haringvliet tot het meetpunt H9.

De bovengenoemde riviertakken zijn niet alle in hun totaliteit als riviertak volgens de definitie in MODQUAL in de schematisatie opgenomen. Enkele takken zijn onderverdeeld, daar de verandering in stroomvoerend profiel in sommige takken zodanig is dat niet onderverdelen tot een te grove schematisatie leidt. Verder onderverdeeld zijn: Amer, Nieuwe Merwede, Hollandsen Diep. De gegevens die tot de verdere onderverdeling hebben geleid worden hierna besproken.

Zoals reeüs in 3.1.2 besproken is, zijn aan gegevens nodig:

- debieten: bovenstrooras Instromend, lozingen, onttrekkingen, splitsingen - over de diepte gemiddelde stroomsnelheden behorende bij de debieten - waterdiepten behorend bij de debieten

- gegevens over de geometrie, die voldoende informatie geven om een goede schematisatie van rlviertakken mogelijk te maken.

Van de drie eerstgenoemde gegevens zijn nodig: - gemiddelden over perioden van 4 weken

Voor de berekening van stroomsnelheid en waterdiepte zijn twee methoden be-schikbaar, die elk specifieke gegevens vergen. Gekozen Is de methode waarbij gebruik gemaakt wordt van een relatie tussen het debiet en de stroomsnel-heid "ü respektievelljk de waterdiepte d volgens:

ïï =

&1

Q

1

d - a2 Q 2

De waarde van a1( a2t el en e2 moet nu per gekozen rlviertak bepaald worden.

4.1.2 Debleten

Uit [1] is afgeleid dat in het beschouwde gebied geen relevante lozingen plaatsvinden anders dan de zoutlast die via de Volkeraksluizen wordt geïntro-duceerd. Ook diffuse Instroming kan worden verwaarloosd.

Wat overblijft zijn de bovenstrooms instromende debieten en de debietverdeling in de splitsingen.

Daarvoor Is gebruik gemaakt van Nota nummer 11.003.09 van de Direktie Water-huishouding en Waterbeweging, Distrikt Zuidwest, van maart 1981, getiteld: "Afvoergegevens Noordelijk Deltabekken, periode 1971-1980" [3], Opgenomen zijn weekgemiddelde debleten voor alle van belang zijnde rlviertakken (inclusief het debiet via de Volkerakslulzen). Uit de weekgemidde.lde debleten zijn 4-weekse gemiddelde en jaargemiddelde waarden berekend, voor de jaren 1974,

1975, 1976 en 1980.

4.1.3 Geometrie

De In te voeren schematisatie In rlviertakken is ontleend aan geometriegege-vens die ten behoeve van het waterbewegingsprogramma Implic 10 van de Dienst Informatieverwerking van de Rijkswaterstaat zijn verzameld.

Het betreft hier: "schematisatie 18, M 1552, net 0 met aanpassing 76 volgens Fransen, datum 780616".

Het totale gebied is verdeeld in vakken met een verschillende lengte, in de orde van enkele kilometers.

Van ieder vak is voor waterstanden tussen NAP -3 m t/m NAP +6,5 m, met inter-vallen van 0,5 m, gegeven:

- de stroomvoerende doorsnede

- de hydraulische straal van de stroomvoerende doorsnede - de kombergende breedte.

De hydraulische straal is gelijk gesteld aan de waterdiepte. Uit de stroomvoe-rende doorsnede en de hydraulische straal is de stroomvoestroomvoe-rende breedte bere-kend.

Uit de aldus verkregen gegevens voor de verschillende vakken zijn aan elkaar grenzende vakken met vergelijkbare kenmerken gekombineerd tot rivlertakken in de zin van de scheraatlsatle in MODQUAL.

De kenmerken geldend voor de aldus verkregen riviertakken zijn als volgt berekend:

Voor het waterstandsinterval van werkelijk optredende waterstanden ie per daarin voorkomende waterstand een representatief geachte stroomvoerende door-snede c.q. hydraulische straal berekend door de waarde van deze grootheden voor de in de rivlertak opgenomen vakken te vermenigvuldigen met de lengte van het vak, deze produkten te sommeren over alle vakken in de rivlertak en deze som te delen door de totale riviertaklengte aldus:

A

(

W

Arepr " n » analoog voor Rr e p r

S

L

i

waarbij: Ar e p r > oppervlakte van de representatief geachte strooravoerende dwarsdoorsnede

Al = oppervlakte van de stroomvoerende dwarsdoorsnede van vak i Li • lengte van vak 1

n = aantal vakken in de beschouwde riviertak

Rrepr " representatief geachte hydraulische straal (waterdiepte).

U i t ^epr e n Rrepr i s P6* waterstand in het beschouwde interval de stroomvoe-rende breedte berekend.

In tabel 2 zijn de uiteindelijk In het model Ingevoerde riviertakken opgeno-men. Deze tabel bevat enkele kolommen waarover In 4.1.4 een toelichting is opgenomen.

4,1.4 Stroomsnelheden en waterdlepten

Voor informatie over waterstanden is gebruik gemaakt van nota nummer 03.027-1 van de Direktie Waterhuishouding en Waterbeweging» Distrikt Zuidwest, van maart 1981, getiteld:

"Weekgeraiddelde waterstanden van diverse peilmeetstations voor de jaren 1974, 1975, 1976 en 1980" [4],

Hieruit zijn voor de jaren 1974, 1975 en 1976 4-weekse gemiddelde waterstanden berekend.

Ten einde de gezochte relatie tussen debieten en stroomsnelheden respektieve-lijk waterdiepten te verkrijgen is de volgende werkwijze gekozen:

Uit de in 4.1.3 beschreven gegevens voor iedere riviertak, namelijk Ar e p r, Rr e p r en de stroomvoerende breedte, als funktie van de waterstand ten opzichte van NAP, is per riviertak voor het werkelijk optredende waterstandslnterval In 1974 t/m 1976 de relatie tussen de waterdiepte en de waterstand berekend (met de methode van de kleinste kwadraten). Deze relaties zijn opgenomen in tabel 3.

Vervolgens zijn de voor de jaren 1974 t/m 1976 berekende 4-weekse gemiddelde waterstanden voor stations, die voor iedere riviertak afzonderlijk als repre-sentatief voor de daar aanwezige waterstand kunnen worden beschouwd, omgere-kend naar waterdiepten via de bereomgere-kende relaties tussen waterdiepte en water-stand.

De aldus verkregen weekse gemiddelde waterdiepten zijn gerelateerd aan de 4-weekse gemiddelde debieten voor de overeenkomstige riviertak door middel van eerste orde exponentiële regressie.

Hiermee zijn a2 en e2 verkregen uit de relatie

d - a2 Q 2

De waarden voor aj en et uit de relatie

u - al Q

1 - e9

2 dus: a, » el * e

waarin B • de representatieve stroomvoerende breedte, waarvoor Is genomen de reeds genoemde, in 4.1.3 beschreven, berekende strooravoerende breedte, gemiddeld over het in 1974 t/m 1976 bestreken waterstands-interval.

De verkregen waarden voor de waarden voor B.

a 2, ei en e2 zijn gegeven in tabel 3, samen met

Ter illustratie worden hier uit de modelberekeningen afgeleide gemiddelde looptijden voor de verschillende hydrologische jaren vermeld (afgeleid uit de berekende stroorasnelheden per trajekt).

Vermeld is de looptijd, gebaseerd op de jaargemiddelde debieten, per trajekt. De looptijd is uitgedrukt in dagen.

Trajekt 1.0 2.1 2.2

4

7.1

7,2

8,0 Gorlnchem t/m H9 3.1 3.2 Hydrologisch jaar 1974 0,14 0,36 0,28 0,39 1,82 1,16

jo

t

n

4,32 0,72 0,72 1975 0,14 0,37 0,28 0,42 2,12 1,22 0,19 4,74 0,96 0,96 1976 0,20 0,54 0,41 0,66 4,24 2,89 0,39 9,33 1,93 1,93 1980 0,11 0,31 0,24 0,36 1,59 0,96 0,13 3,70 0,61 0,58 4.2 Waterkwaliteitsgegevens 4.2.1 Algemeen

Delta-dienst, Hoofdafdeling Milieu en Inrichting, voor zover deze gegevens beschik-baar waren.

Benodigd zijn 4-weekse gemiddelde waarden voor de te modelleren waterkwali-teitsvariabelen in de punten Gorinchem en Keizersveer (bovenetroomse begren-zingen) en in zoveel mogelijk punten tussen de bovenstroomse punten en het meetpunt H9 ten einde een zo goed mogelijke kalibratie en verifikatle te kunnen uitvoeren. Bovendien moet de grootte van de chloridevracht via de Volkeraksluizen bekend zijn. Deze gegevens zijn benodigd voor de jaren 1974 t/m 1976 en 1980.

Voor 1985 zijn tevens voor de hydrologische omstandigheden van 1974 t/m 1976 de voorspelde waarden van de te modelleren waterkwaliteitsvariabelen bij Gorinchem en Keizersveer nodig, uitgaande van de te verwachten lozingssituatie in Rijn en Maas.

Voor de hydrologische omstandigheden van 1975 is bovendien de voorspelde waarde van de waterkwaliteitsvariabelen voor 1985 in de Waal bij Gorinchem nodig bij de situatie dat 50% van de polyfosfaten in wasmiddelen zijn vervan-gen door andere stoffen.

Voor de jaren 1974 t/m 1976 en 1980 zijn voor de volgende te modelleren water-kwaliteitsvariabelen gemeten waarden verstrekt door de Deltadienst» Hoofdafde-ling Milieu en Inrichting.

- Orthofosfaat-fosfor - totaal fosfor - Kjeldahl-stikstof - totaal stikstof - amraonium-stikstof - nitriet + nitraat-stikstof - opgelost zuurstof - chloride.

Gegeven zijn gemeten waarden, per meetstation, per week gerangschikt. De opgegeven waarden zijn meestal gebaseerd op 1 meting. Vaak ontbreken gegevens omdat de meetfrekwentie geringer was dan eenmaal per week.

De uit deze gegevens berekende 4-weekse gemiddelde waarden kunnen dus geba-seerd zijn op 1, 2, 3 of 4 waarnemingen.

Hoewel sommige te modelleren waterkwaliteitavariabelen niet als zodanig geme-ten zijn, kunnen zij vaak toch uit de gemegeme-ten variabelen worden afgeleid, als volgt:

- organisch en particulair fosfor uit totaal en orthofosfaat-fosfor - organisch en particulair stikstof uit Kjeldahl- en ammonium-stlkstof.

Niet gemeten zijn algen als chlorofyl a en detritus (uitgezonderd algen voor de meetpunten H2 en H8 in 1980).

Voor algen is voor het meetpunt H2 (Gorinchem) voor 1974 t/m 1976 een koncen-tratie afgeleid uit maandgemiddelde waarden berekend met het waterkwaliteits-model Rijn. Voor 1980 zijn meetgegevens gebruikt. Voor het meetpunt H3 (Kei-zersveer) zijn de algenkoncentaties voor 1974 t/m 1976 afgeleid uit de jaar-verslagen van het RIWA (Rijncommissie Waterleidingbedrijven) waarin voor enkele meetpunten in de Maas maandgemiddelde algenkoncentraties zijn gegeven. Voor 1980 zijn gegevens verkregen van het waterwinnlngbedrijf Brabantse Bies-bosch. Voor de detrituskoncentratie bij Gorinchem en Keizersveer is telkens 20% van de algenkoncentratie ingevoerd. De ingevoerde algenkoncentraties zijn gegeven in tabel 4.

In de kalibratie- en verifikatiefase waarbij de jaren 1975 respektievelijk 1974, 1976 en 1980 zijn gebruikt, zijn meetgegevens van de volgende stations gebruikt (zie figuur 1):

H2 BM13 H5 NM15 H3 BM21 H4 AM14 NM25/AM26 H6/H7

Boven Merwede te Gorinchem Nieuwe Merwede te Werkendam

Nieuwe Merwede te Kop van 't Land Nieuwe Merwede te Tongplaat

Bergsche Maas te Keizersveer Amer nabij Geertruidenberg Amer te Drimmelen

Amer te Harmonie

Jacominaplaat Nieuwe Merwede/Amer

DK16 : Dordtache Kil (km 986)

HD17/HD18 : Hollandsch Diep nabij Roode Vaart/Strljensas H8 : Hollandsch Diep te Klundert

H9 : Haringvliet te Haringvlietbrug.

Voor de chloridevracht vla de Volkeraksluizen is voor 1974 t/m 1976 en 1980 een konstante vracht van 18 kg/s ingevoerd. Voor 1985 is geen chloride vracht Ingevoerd (zoet Zoommeer)*

4.2.2 Gegevens voor het meetpunt H2 (Gorlnchem) voor 1985

Voor 1985 zijn voor het meetpunt H2 met het waterkwaliteltsmodel Rijn simula-ties uitgevoerd voor de hydrologie van de jaren 1974 t/m 1976 voor de te verwachten lozingssituatie en voor de hydrologie van het jaar 1975 voor de te verwachten lozingssituatie met daarbij vervanging van 50% van de polyfosfaten in het huishoudelijk afvalwater door andere stoffen. De daarbij gehanteerde lozingsgegevens zijn beschreven in [6]. Daarbij zal blijken dat voor de lozin-gen van afvalwaterzulveringsinstallaties gebruik gemaakt is van inventarisa-ties resp* prognoses van de Internationale Rijncommissie voor de jaren 1973, 1977 en 1985 [7,8],

De op deze wijze verkregen voor 1985 voorspelde waterkwaliteltsvariabelen voor H2 zijn niet zonder meer gebruikt in het waterkwallteitsraodel Hollandsch Diep/Haringvliet.

De beste schatting van de waarden voor de waterkwaliteitsvariabelen in 1985 wordt als volgt verkregen. De mogelijke verschillen die in de kallbratie- en verifikatlejaren tussen berekende en gemeten waarden aanwezig zijn kunnen doorwerken in de simulaties zoals voor 1985. Deze verschillen kunnen goeddeels worden geëlimineerd door de berekeningen uitsluitend te gebruiken om de ver-houding tussen de nieuwe en de uitgangssituatie te berekenen en de verhou-dingsgetallen te vermenigvuldigen met de gemeten waarden van de uitgangssitua-tie, waardoor de beste schatting van de waarden in de nieuwe situatie wordt verkregen.

waarin: C(I,J) «=• de gekorrigeerde waarde voor de waterkwaliteitsvariabele behorend bij de hydrologie van het jaar (1+1900) en de lo-zingssituatie van het jaar (J+1900)

B(I,J) » de berekende waarde voor de waterkwaliteitsvarlabele

M(I) •» de gemeten waarde (omgerekend naar 4-weeks gemiddelde) voor de waterkwaliteitsvarlabele.

Op deze wijze worden verschillen in de berekende en gemeten waarden in de beschouwde jaren zo goed mogelijk verwerkt, ervan uitgaande, dat de gemeten waarden een representatief beeld geven van de opgetreden

waterkwaliteitssitua-tie.

Bij de toepassing van deze methode is als probleem ondervonden het feit dat geen berekeningen konden worden uitgevoerd voor 1974, 1975 en 1976 met zowel de hydrologie als de bijbehorende lozingssituatie, daar de lozingssituatie voor de Rijn voor deze jaren niet is geïnventariseerd. Dit probleem is opge-lost door gebruik te maken van de lozingssituatie van jaren waarin wêl een inventarisatie heeft plaatsgevonden: 1973 en 1977.

Er zijn berekeningen uitgevoerd waarbij als hydrologie de hydrologie van 1974, 1975 en 1976 is gebruikt en als lozingssituaties zowel die van 1973 als van 1977. Door interpolatie is per hydrologie de voor dat jaar meest waarschijn-lijke waterkwaliteit berekend, behorend bij de dat jaar vermoedelijk opgetre-den lozingssituatie.

De berekening van de gekorrigeerde voorspelde waarden van de waterkwalitelts-variabelen bij H2 voor 1985 wordt dan in formulevorm:

1974: c<74,85) =

3

.B( M J

1975: C(75,85) - m ^ f f i f t f f i ^ . M(75)

19765 c ( 7 6

>

8 5 ) =

zu

waarin: C(I,J) => de gekorrigeerde waarde voor de waterkwaliteltsvariabele be-horend bij de hydrologie van het jaar (1+1900) en de

lozings-situatie van het jaar (J+1900)

B(I,J) • de berekende waarde voor de waterkwaliteitsvariabele

M(I) » de gemeten waarde (omgerekend naar 4-weeks gemiddelde) voor de waterkwaliteitsvariabele.

Deze berekeningen zijn uitgevoerd voor alle beschouwde waterkwallteitsvarlabe-len (behalve algen en detrltus, die geen wijziging ondergaan) en voor alle 4-weekse perioden. De verkregen waarden voor de waterkwallteltsvariabelen voor H2 zijn gegeven in tabel 5 t/m 8 . Tabel 7 toont de berekende waarden voor het

scenario met 50% vervanging van polyfosfaten.

4.2.3 Gegevens voor het meetpunt H3 (Kelzersveer) voor 1985

De waarden voor de waterkwaliteltsvarlabelen bij tteizersveer in 1985 voor de hydrologie van de jaren 1974 t/m 1976 is door de onbekendheid met de te ver-wachten lozingssituatie voor 1985, met name buiten onze grenzen, niet goed mogelijk. Gekozen Is voor een globale benadering van de waterkwaliteit in 1980 geldend voor de hydrologie van 1974 t/m 1976 door uit het verloop van de jaargemiddelde waarden van de waterkwaliteitsvarlabelen voor 1972 t/m 1980 de verandering in 1980 ten opzichte van 1974 t/m 1976 te schatten.

De jaargemiddelde waarden zijn gegeven in de figuren 4 t/ra 7 .

Uit deze figuren zijn de volgende vermenigvuldigingsfaktoren afgeleid voor de waterkwaliteitsvariabelen voor de lozingssituatie in 1980 ten opzichte van die in 1974 t/m 1976 (bij de hydrologie van 1974 t/m 1976):

Waterkwaliteitsvariabele Faktor Opgelost zuurstof BOD Organisch en particulalr Ammonium-stlkstof stikstof Nitrlet- en nitraatstlkstof Organisch en particulair Orthofosfaat-fosfor fosfor 1,05 0,5 0,6 0,4 1,0 1,0 0,7

De op deze wijze verkregen waterkwallteitsvarlabelen zijn gegeven in de tabel-len 9 t/m 11.

5 Beschrijving van de uitgevoerde berekeningen

5.1 Kallbratles

5.1.1 Algemeen

Voor de kalibratie van het waterkwallteitsmodel Hollandsen Diep-Harlngvliet is gebruik gemaakt van de hydrologische en waterkwaliteitsgegevens van het jaar

1975.

Het jaar 1975 is gekozen omdat in dit jaar ongeveer gemiddelde hydrologische omstandigheden geheerst hebben en omdat 1975 het meest recente jaar is met deze ongeveer gemiddelde hydrologische omstandigheden.

In 4.2 is reeds een overzicht gegeven van de bij de kalibraties gebruikte meetstations.

De kalibraties zijn uitgevoerd met In eerste instantie jaargemiddelde waarden, waarna een kontrole en aanpassing van de bij de kalibraties op basis van jaargemiddelde waarden verkregen parameterwaarden heeft plaatsgevonden door 4-weekse gemiddelde waarden bij de kalibratie te betrekken.

Hierna wordt een overzicht gegeven van de kalibratieprocedure die voor de verschillende groepen processen is gevolgd, met daarbij de verkregen parame-terwaarden. Tevens is een vergelijking uitgevoerd met bij de waterkwallteits-modellen Rijn en Maas gebruikte parameterwaarden. In de figuren 8 t/m 18 wordt een vergelijking gegeven van de gemeten en berekende waarden voor H9 voor 4-weekse gemiddelden van het jaar 1975, in de figuren 19 t/m 29 zijn jaargemid-delde waarden (berekend en gemeten) als funktie van het rivierkilometrage gegeven voor het jaar 1975.

5.1.2 Chloride

Het is gebruikelijk om bij de kalibratie van een rivierenmodel te beginnen met de beschouwing van een konservatieve stof ter kontrole van de waterbalans.

In het onderhavige model is een beschouwing van een konservatieve stof ook van belang voor het beoordelen van de getij-invloed op de longitudinale dispersie. Deze invloed kan in de berekeningen worden ingevoerd door de

Mannlng-koSffi-ciënt in de formule die in MODQüAL voor de berekening van de longitudinale dispersiekoëfficiënt wordt gebruikt, een hogere waarde te geven dan voor natuurlijke rivieren zonder getij-invloed het geval is.

Voor natuurlijke rivieren is de benodigde waarde voor de Manning-koëfficiënt al aanzienlijk hoger dan bij uniforme stroming door het feit dat in natuur-lijke rivieren veelal een niet-uniforme dwarsdoorsnede aanwezig is, met daar-mee gepaard gaande snelheidsverschillen over de dwarsdoorsnede, die een be-langrijke bron van dispersie vormen.

De gebruikte formule voor de longitudinale dispersiekoëfficiënt luidt:

D. - is.sy.n.ü

L

waarin: DL • longitudinale dispersiekoëfficiënt (m2/s) n : Manningkoëfficiënt

"ü : over de dwarsdoorsnede gemiddelde stroomsnelheid (ra/s) d : over de breedte gemiddelde diepte (m).

Afhankelijk van het karakter van het beschouwde water kunnen de volgende waarden voor D^ optreden!

DL (m2/s) beekjes 0,003- 0,3 rivieren 0,3 - 30 estuaria 30 -600

In het waterkwaliteitsmodel Hollandsen Diep/Haringvliet zullen de riviertakken tot aan het Hollandsch Diep het karakter van een rivier bezitten, waarna het karakter verder stroomafwaarts gaande steeds meer dat van een rivier met getij-invloed wordt.

De Manning-koëfficiënt vervult in het model een funktie als dispersieparame-ter, namelijk door de keuze van de waarde van de Manning-koëfficiënt wordt de grootte van de dispersiekoëfficiënt bepaald.

Ter indikatle van de grootte-orde van de benodigde Mannlng-koefficiënt in de onderhavige studie worden twee berekeningen gegeven:

- rivier : u * 0,1 m/s, d « 8 ra -> D « 10,5 n bij DL a 0,3-30 behoort: n • 0,03-3 ü * 0,05 m/s, d - 9 m + D » 5,8 n

XJ

bij DL • 30-600 behoort: n = 5-100.

In tabel 12 is een vergelijking uitgevoerd tussen de jaargemiddelde gemeten chloridekoncentraties in de verschillende meetpunten en enkele berekeningen, waarbij de waarde van de Mannlngkoëfficiënt is gevarieerd. In deze tabel zijn naast het jaar 1975 ook de jaren 1974 en 1976 opgenomen.

Uit het totale beeld van 1974 t/m 1976 is besloten tot het invoeren van de dispersiekoëfficiënten volgens berekening IV, hoewel de gevoeligheid van de chloridekoncentratie voor een variatie van de dispersiekoëfficiënt vrij gering Is.

Gebleken is dat de ingevoerde chloridebelasting via de Volkeraksluizen niet in alle jaren goed overeenkomende gemeten en berekende chlorldekoncentraties oplevert. Ook is de chloridekoncentatie in de Amer grillig van karakter.

Verschillen tussen berekeningen en metingen van chloridekoncentratles kunnen veroorzaakt worden door:

- de mogelijke invloed van het Spui op de chlorldekoncentraties in het Hol-landsch Diep/Haringvliet, die niet in het model is weergegeven door de benedenbegrenzlng van het model bij H9

- het al of niet geopend zijn van de Haringvlietsluizen

- het tijdstip in de getijcyclus waarop de metingen zijn uitgevoerd. Doordat met een steady-state model wordt gewerkt, kan van een getijgemiddelde bere-kening gesproken worden, wat bij de metingen juist niet het geval zal zijn.

5.1.3 Algen en detritus

Gezien het feit dat voor 1975 noch voor 1974 en 1976 voor het te beschouwen gebied meetgegevens van algenkoncentraties bekend zijn (voor 1980 zelfs nog slechts op 2 plaatsen in het gebied) is kallbratie van de algen- en detritus-processen niet mogelijk geweest.

Daar de algen- en detritusprocessen aan de andere groepen processen een niet onbelangrijke bijdrage leveren, is besloten voor de procesparameters met be-trekking tot de algen- en detritusprocessen de gekalibreerde waarden te nemen

van het waterkwaliteitsmodel Rijn [9] (in enkele gevallen van het

waterkwali-teitsmodel Maas).

Ook voor de algenkoncentratiee bij Gorlnchera voor 1974 t/m 1976 Is gebruik

gemaakt van het waterkwaliteitsmodel Rijn, wat reeds in 4.2 is opgemerkt.

De Ingevoerde parameterwaarden zijn geverifieerd aan gemeten algenkoncentaties

bij H8 in 1980 (figuur 63).

De volgende parameterwaarden zijn toegepast (vergeleken met de waarden In de

waterkwaliteltsraodellen Rijn en Maas):

Stoichiometrie

Btikstofgehalte in algen

fosforgehalte in algen

zuurstofproduktle per groei-eenheid algen

zuurstofopname per respiratie-eenheid algen

sym-bool

«1

ME4-eenheden

mgN/mgChla

mgP/mgChla

mgO

2

/mgChla

m

g0

?

/mgChla

model

HD/HV

1

)

7

0,75

120

120

model

RUn

6

0,75

100

100

model

Maas

7

0,75

120

120

1) HD/HV - Hollandsen Diep/Haringvliet.

Procesparameters

bezinksnelheid algen

maximale groeisnelheid algen

sterftekoëfficiënt

respiratiekoëffleiënt

achtergrondextinktie

specifieke extinktie

koëfficiënt kj

bezinksnelheid detritus

afbraaksnelheid detritus

fraktie ammonlumkonsumenten onder algen

BOD door algen (fraktie f 2 ) ^

BOD door detritus (fraktie f-O

2

^

symbool

mav UMA

DA

BA

e

achtergrond

f

e

h

6

Y

-eenheden

m/dag

l/dag

_

-l/m

3)

-m/dag

l/dag

-model

HD/HV

0,2

2

0,07

0,05

2,5

16

3,5

0,5

0,1

1

0,2

0,4

model

Rijn

0,2

2

0,07

0,05

2,5

16

3,5

0,5

0,1

1

0,2

0,4

model

Maas

0,25

O

1)

2,0

15

3,oD

0,8

0,12

1

0,3

0,4

1) andere procesformulering gebruikt waardoor koëfficiënten niet vergelijkbaar zijn

2) afgeronde waarden

De verschillen in de stoichlometriache konstanten tussen de waterkwaliteitsmo-dellen Hollandsch Diep/Haringvliet en Rijn (de waarden voor et,, ouen a*)» zijn tijdens de kalibratle van de stikstof- respektievelijk zuurstofprocessen aangebracht, daar hierdoor bij die processen een betere aansluiting met de meetgegevens werd verkregen. Deze waarden zijn overeenkomstig de in het water-kwaliteitsmodel Maas gebruikte.

5.1.4 Koolstof

Van het biochemisch zuurstofverbruik is het deel dat niet in algen en detrltus aanwezig is ("overig BOD" uit 3,2.2) gekalibreerd door vergelijking van de gemeten BOD-waarden met de som van BOD in algen en detrltus en overig BOD. Als uitgangspunt is gebruikt een bezinksnelheid K3 van 0,5 m/dag (overeenkom-stig de Rijn). Een bezinksnelheid van 0,8 m/dag (zoals in de Maas toegepast) bleek duidelijk te hoog te zijn.

De overblijvende procesparameter Kj_ (afbraaksnelheid BOD) heeft voor de takken in de Rijn, de Maas en het Hollandsch Diep/Haringvliet verschillende waarden gekregen, respektievelijk 0,2, 0,08 en 0 per dag.

Een afname van de afbraaksnelheid is te verklaren door te bedenken dat naar-mate de afstand tot het lozingspunt toeneemt, de overblijvende BOD zal worden veroorzaakt door steeds moeilijker oxideerbaar materiaal.

Ook bij een K^ van 0 zal, naast een afname van de BOD door bezinking, een afname van de BOD in algen en detritus kunnen zorgen voor een afname van de BOD,

In de onderhavige situatie zorgt een afname van de algenkoncentratie en detrl-tuskoncentratle voor een afname van de BOD ten gevolge van algen en detritus. De totale resulterende BOD neemt in het Hollandsch Diep/Haringvliet daardoor, en door de invloed van bezinking, af.

Procesparameters

Bezinksnelheid BOD

Afbraaksnelheid BOD

Sym- Eenheden model model model

bool HD/HV Rijn Maas

K3 m/dag 0,5 0,5 0,8

K

t

l/dag 0,2

l)

0,2 0,16

0,08

2 )

0

3

>

1) takken: 1.0, 2.1, 2.2

2) takken: 3,1, 3.2

3) takken: 4.0, 5.0, 6.0, 7.1, 7.2, 8.0

5.1.5 Fosfor

Bij de kalibratie van de fosforprocessen kan bij bekende algen- en

detritus-processen worden begonnen met het kalibreren van orthofosfaatfosfor. Het

vrijkomen van fosfor wordt allereerst verwaarloosd, waardoor als enig

over-blijvende procesparameter de adsorptiesnelheid f gekalibreerd moet worden.

Uit de gemeten konceritraties aan orthofosfaat-fosfor is af te leiden dat bij

de samenvloeiing van Nieuwe Merwede en Amer een plotselinge sterke afname

optreedt, die ook, en zelfs in sterkere mate, bij particulair en organisch

fosfor zichtbaar is.

üeze sterke afname kan in verband worden gebracht met het bij samenvloeiingen

vrij algemeen voorkomende verschijnsel dat het kalk-koolzuurevenwicht van de

samenstromende rivieren verschillend is, waardoor na de samenvloeiing een

neerslag van carbonaten wordt waargenomen. Door de vorming van

carbonaathou-dende vlokken wordt een plotselinge adsorptiemogelijkheld gekreëerd voor

orthofosfaat, dat vervolgens bezinkt.

In het model is een dergelijk proces in te voeren door op het desbetreffende

trajekt een sterk vergrote adsorptie- en een sterk vergrote bezinksnelheid toe

te passen.

In het overzicht van de gebruikte parameterwaarden voor f is te zien dat in de

Rijntakken geen adsorptie behoeft op te treden, terwijl in de Maas en het

Hollandsch Diep/Haringvliet een geringe waarde van 0,02 optreedt. Het trajekt

met vergrote adsorptiesnelheid (waarvoor la gekozen de takken 2*2, 3.2 en 4.0,

dus ook enigszins bovenstrooms van de samenvloeiing) heeft een waarde voor f

van 0,1 meegekregen.

Hierna kan kallbratle plaatsvinden van het (overig) particulair en organisch

fosfor. Als enige nog te kalibreren procesparameter resteert de

bezinksnel-heid 02*

Uit het overzicht blijkt dat de Ingevoerde bezinksnelheden weer per

riviertra-jekt verschillen en ook hoger zijn dan bij de waterkwaliteitsmodellen Rijn en

Maas zijn toegepast. De bezinksnelheid van particulair en organisch fosfor is

altijd hoger dan de bezinksnelheid van BOD. Bij de takken 2.2, 3.2 en 4,0 is

de bezinksnelheid 5 m/dag genomen ter simulatie van de genoemde versnelde

bezinking.

Procesparameters

Adsorptiesnelheid

Bezinksnelheid (overig) particulair

en organisch fosfor

Sym-bool

f

ff

Eenheden

l/dag

m/dag

model

HD/HV

o/o,

0,1/0,

1.0/1,

5,0/1,

02

02

0

3

1)

2)

1)

2)

model

Rijn

0,02

0,8

model

Maas

0,025

1,0

1) takken: 1.0 en 2.1 resp. 3.1

2) takken: 2.2, 3.1 en 4.0 resp. 5.0, 6.0, 7.1, 7.2 en 8.0,

5.1.6 Stikstof

Bij de kalibratie van de stikstofprocessen kan, indien de algen- en

detritus-processen bekend zijn, begonnen worden met de kallbratle van (overig)

particu-lair en organisch stikstof.

Twee procesparameters zijn daarbij te kalibreren, namelijk de

bezinksnel-heid p\ en de afbraaksnelbezinksnel-heid p .

Daar de hoeveelheid (overig) particulair stikstof veelal slechts een geringe

fraktle van het organisch stikstof is, kan een geringe bezinksnelheid voor

deze toestandsvariabele worden verwacht (zeker kleiner dan de bezinksnelheid

van BOD).

De gebruikte waarde voor p is kleiner dan die welke bij de

waterkwaliteitsmo-dellen Rijn en Maas zijn gebruikt. Dit resultaat is in overeenstemming met de

waarnemingen bij de afname van BOD. Anderzijds is geen differentiatie

aange-bracht in de parameterwaarden voor de verschillende riviertakken. Dit duidt op

een geringere gevoeligheid van het proces voor geringe variaties in de

pararae-terwaarde. De bezinksnelheid p« is bepaald op 0,15 m/dag, geringer dan bij het

waterkwaliteitsraodel Rijn, maar aanzienlijk groter dan bij het

waterkwali-teitsraodel Maas is gevonden.

De volgende te kalibreren toestandsvariabele is aramoniumstikstof. Indien de

snelheid van vrijkomen van ammonium wordt gesteld op 10% van het

zuurstofver-bruik van de bodem (0,3 g02/m • dag» zie 5.1.7) blijft als te kalibreren

procesparameter over de nitrifikatiesnelheid fL van aramoniumstikstof.

Een kleine verandering van de nitrifikatiesnelheid bleek een goed merkbare

verandering van de amtnoniumstlkstofkoncentratie te veroorzaken.

De beste waarde voor ^ blijkt 0,07/dag te zijn, hetgeen goed vergelijkbaar is

met de bij de waterkwallteitsmodellen Rijn en Maas gevonden waarden (resp.

0,07 en 0,075).

De verdergaande nitrifikatie van nitriet- naar nitraatstikstof verloopt in het

algemeen snel ten opzichte van de overgang van ammonium- naar nitrietstikstof.

Kalibratie van deze tweede nitrifikatiesnelheid (p

2

) zal tezamen met de

deni-trifikatiesnelheld (8 ) van nitraat-stikstof (de overgang van nitraat-stlkstof

naar vrij stikstof) moeten geschieden, bij de beschouwing van de

nitraat-stikstofkoncentratie. Een kombinatie van nitriet- en

nitraat-stikstofkoncen-traties levert als enige onbekende procesparameter f},.

De gevonden beste procesparameterwaarden zijn 1,O/dag voor (32 en 0,3 gN/m2«

da

g

Procesparameters

afbraaksnelheid (overig) particulair en organisch stikstof

bezinksnelheid (overig) particulair en organisch stikstof

snelheid van vrijkomen van ammonium uit de bodem nitrifikatiesnelheid amraoniumstikstof nitrifikatiesnelheid nitrietstikstof denitrifikatiesnelheid nitraatstikstof sym-bool

P

o

h

h

h

eenheden l/dag m/dag gN/m^.dag l/dag l/dag gN/m2,dag model HD/HV 0,03 0,15 0,03 0,07 1,0 0,3 model Rijn 0,15 0,2

-0,07 1,0 0,3 model Maas 0,035

-0,03 0,075 0,3 0,3 5.1.7 Zuurstof

De kalibratie van de processen die de koncentratie aan opgeloste zuurstof bepalen koncentreert zich op twee procesparameters daar de overige reeds bij andere processen aan de orde zijn gekomen: de reaeratiekoëfficiënt (K2) en de zuurstofverbruiksnelheid van de bodem (K4).

Gekozen is een vrij lage waarde voor K4 (0,3 gO2/m «dag), waarna de kalibratie van K2 waarden voor K^ (die door de diepte moet worden gedeeld om K2 te ver-krijgen) heeft opgeleverd tussen 1 en 2 m/dag, afhankelijk van de riviertak. Bovendien is bij enkele rlviertakken gekozen voor een in het model MODQUAL aanwezige optie om een empirische formule (keuze uit verschillende formules) voor de berekening van K2 te gebruiken.

Gekozen is de berekening volgens 0'Connor en Dobbins, waarbij KL wordt bere-kend volgens:

KL 86400 . 1,0159

(T-20)

waarin: Dm m moleculaire diffuslekoëfficiënt (2.10~9 m2/s) T » watertemperatuur (°C)

d - gemiddelde waterdiepte

K

T

reaeratlekoëfflclënt

(m/dag)

uitgewerkt levert dit voor K^

K, - 3,86 2^-z . l,0159

( T

"

2 0 )

De volgende parameterwaarden zijn toegepast:

Procesparameters

Zuurstofverbruiksnelheid bodem

Reaeratiekoëfficiënt

Sym-bool

K

4

K

L

Eenheden

gO

2

/m

2

.daï

m/dag

model

HD/HV

5 0,3

l

1

)

22)

dlv

3

)

model

Ri

r

1n

1,0

div

3

)

model

Maas

1,0

0,8/

1,5 en

div.

3

>

1) takken: 3.1, 3.2

2) takken: 4.0, 6.0, 7.1, 7.2, 8.0

3) volgens O'Connor/Dobbins, takken : 1.0, 2.1, 2.2, 5.0

5.2 Verificaties

De verificatie van het waterkwallteltsmodel Hollandsen Dlep-Harlngvllet Is

uitgevoerd met gebruikmaking van hydrologische en waterkwallteitsgegevens van

de jaren 1974, 1976 en 1980 (resp. en nat, droog en het meest recente jaar).

Bij de verificaties zijn dezelfde procesparameters gebruikt als bij de

kali-braties.

In de figuren 30 t/m 62 zijn voor H9 gemeten en 4 weekse gemiddelde berekende

waarden opgenomen om een vergelijking tussen metingen en berekeningen mogelijk

te maken. Figuur 63 toont een vergelijking van gemeten en berekende 4-weekse

gemiddelde algen koncentraties voor H8 in 1980 ( de enige

verificatiemogelljk-heid voor de algenkoncentraties).

In het Hollandsen Diep/Haringvliet wordt een afname in de berekende

algenkon-centraties gekonstateerd, die in overeenstemming is met de meetgegevens. Het

algemene beeld is dat in de Rijn en de Maas stroomafwaarts gaande een toename

van de algenkoncentraties optreedt (overheersing algengroei t.o.v. bezinklng)

en dat in het trajekt Hollandsen Diep/Haringvliet de bezlnklng van algen gaat overheersen.

De algemene konklusie van de verificaties is dat een goede overeenkomst tussen metingen en berekeningen is bereikt. Daar dit voor situaties met verschillende hydrologische omstandigheden geldt, en door het opnemen van 1980, zijnde het meest recente te verifiëren jaar, ook voor verschillende lozingssituaties, mag hieruit de verwachting worden gedestilleerd dat ook bij simulaties voor 1985 betrouwbare voorspellingen kunnen worden uitgevoerd.

5.3 Simulaties

Berekend is de te verwachten waterkwaliteit ter plaatse van het meetpunt H9 in het jaar 1985, bij de volgende scenario's:

- de hydrologie van de jaren 1974, 1975 en 1976 met voor de waterkwaliteit van de Rijn (Gorinchem) die ten gevolge van de te verwachten lozingssituatie van 1985 (met de verwachte sanering) en voor de waterkwaliteit van de Maas (Keizersveer) die ten gevolge van de lozingssltuatle van 1980 (de situatie van 1985 is niet goed voorspelbaar met de beschikbare gegevens)

- de hydrologie van 1975 met voor de waterkwaliteit van de Rijn (Gorinchem) die ten gevolge van de te verwachten lozingssituatie van 1985 (dus wederom met de verwachte sanering), maar nu inclusief 50% vervanging van de polyfos-faten in wasmiddelen. Voor de waterkwaliteit van de Maas (Keizersveer) is dezelfde kwaliteit als in het voorgaande punt aangehouden*

In 4.2 zijn de resultaten van de berekeningen van de toestandsvariabelen voor 1985 bij Gorinchem en Keizersveer opgenomen.

De presentatie van de resultaten van de simulaties vereist enige toelichting. Voor de presentatie van de resultaten kan gekozen worden uit drie mogelijkhe-den:

- presentatie van de resultaten van de berekeningen, dus het berekende verloop van de waterkwaliteitsvarlabelen bij H9 in 1985

- presentatie van de veranderingen in de berekende waarden van de waterkwali-teitsvarlabelen bij H9 in 1985 ten opzichte van de berekende waarden in 1974, 1975 of 1976 (tabel 17 t/m 20)

waterkwaliteit,tsvarlabele bij H9 in 1985 (tabel 13 t/m 16).

Bij het opnemen van alleen de eerstgenoemde methode is het bezwaar dat Öf wordt afgezien van een korrektle voor de verschillen tussen berekeningen en metingen In 1974 t/m 1976 Öf deze korrektie achteraf wordt uitgevoerd, maar dat de verschillen tussen de situatie in 1974 t/m 1976 en 1985 nergens in de procedure expliciet zichtbaar worden gemaakt.

Bij gebruik van de tweede methode is het voordeel dat expliciet zichtbaar wordt gemaakt welke de voorspelde veranderingen in de waterkwaliteitsvariabe-len zijn.

Bij de derde methode wordt de beste schatting van de waarden voor de waterkwa-liteitsvariabelen in 1985 bij H9 verkregen doordat de gemeten waarden van de toestandsvariabelen in 1974, 1975 en 1976 vermenigvuldigd worden met de fakto-ren die de verandering beschrijven, analoog aan 4.2.2.

Gekozen is voor de tweede en derde presentatiemogelijkheid.

De belangrijkste konklusies, die uit de verkregen veranderingen getrokken kunnen worden, zijn:

- de berekende veranderingen in de waarden van de waterkwallteitsvariabelen geven in procenten uitgedrukt een vrij konstant beeld te zien voor de 4-weekse perioden van het jaar.

- de faktoren voor êÊn waterkwaliteitsvariabele voor de jaren 1974, 1975 en 1976 geven een vrijwel gelijk beeld te zien.

Verwacht wordt dat de verbetering van de waterkwaliteit in 1985 ten opzichte van 1974 duidelijk groter is dan ten opzichte van 1976 vanwege de van 1974 t/m 1976 uitgevoerde saneringsmaatregelen.

Deze tendens is aanwezig bij opgelost zuurstof, BOD, totaal particulair en organisch stikstof en amraoniumstikstof.

Voor nitriet- en nitraatstikstof kan van een voortgaande verslechtering van de situatie worden gesproken, bij totaal particulair en organisch fosfor bij 1974 van een verbetering en bij 1976 van een verslechtering van de situatie in 1985 ten opzichte van het beschouwde jaar.

- Voor de afzonderlijke waterkwaliteitsvariabelen kan worden opgemerkt, dat de situatie in 1985 ten opzichte van de situatie in 1974 t/m 1976 als volgt is veranderd:

- opgelost zuurstof : verbetering 5 3 20%

- BOD : reduktie ca. 30 - 40% ('s zomers minder reduktie dan

's winters)

- part. en org. N : reduktie van 30 è. 40%

- ammonium N : zeer sterke reduktie van 50 a" 60%

- nitriet+nitraat N : toename met 15 tot 30%

- orthofosfaat P : toename met 15 tot 30%

- part. en org. P : fluctuerend tussen afname en toename tot 10 3 15%

- Van de onderzochte waterkwaliteitsvariabelen zijn nltriet- en

nltraatstlk-stof, orthofosfaat-fosfor en in mindere mate part. en org. fosfor de enige

die een verslechtering van de situatie te zien geven (toenemende

koncentra-ties). Bij alle andere waterkwaliteitsvariabelen en bij nitrlet- en

nitraat-stlkstof kan de verandering toegeschreven worden aan verdergaande sanering.

Bij de fosfor-toestandsvarlabelen Is de oorzaak van de toename te vinden in

een toename van de bevolking en een koncentratie van de zuivering van

afval-water, waardoor fosforverbindingen in plaats van in de bodem of in kleine

wateren nu in de grote rivieren terechtkomen. De eveneens (en mede gezien

het vorige punt zeer belangrijke) uitgevoerde simulatie waarbij 50% van de

polyfosfaten in wasmiddelen is vervangen, laat naast een vrijwel gelijk

beeld voor zuurstof, BOD en stikstofvarlabelen een sterke afname van

ortho-fosfaat-fosfor zien: tot gemiddeld 90% in plaats van 122% van de situatie in

1975, dus een reduktie van 26%.

Bovendien wordt de koncentratie aan part. en org. fosfor gereduceerd tot

gemiddeld 92% in plaats van 100% van de situatie in 1975.

- Vanwege de aard van de algenmodellering, namelijk het uitsluitend invoeren

van lichtbeperking (door de stelling dat nutriënten altijd in overmaat

aanwezig zullen zijn) verschillen de algen- en detrituskoncentraties in

1974, 1975 of 1976 niet van die in 1985 in de situatie met overeenkomstige

hydrologie.

5.4 Gevoeligheidsanalyse

Voor een aantal grootheden is de gevoeligheid van de verschillende

waterkwali-teitsvariabelen voor een verandering van deze grootheden nagegaan.

Het betreft hierbijt

- de verandering van de emissie- en zuiveringsreduktlefaktoren voor

fosforver-bindingen In het stroomgebied van de Rijn

- de vergroting van de detrituskoncentratie van 20% naar 40% van de chlorofyl-a-koncentraties in algen

- de verlaging van de achtergrondextinktle in het Hollandsen Diep/Haringvliet van 2,5 m"* naar 1,5 m"*.

5.4.1 Verandering van emissie- en zuiveringsreduktiefaktoren voor foaforver-bindingen

Als onderdeel van het projekt Waterkwallteitsmodel IJsselmeer, dat in het kader van het eutrofiëringsonderzoek voor het IJsselraeer in opdracht van Rijkswaterstaat - Direktie Zuiderzeewerken en Rijksinstituut voor Zuivering van Afvalwater door het Waterloopkundig Laboratorium iB uitgevoerd, zijn diverse scenario's voor afvalwatersamenstelllng en zulverlngsefficiëntie doorgerekend. Baarbij is een nadere analyse uitgevoerd van de emissie- en zuiveringsreduktiefaktoren voor P-verbindingen die voor het stroomgebied van de Rijn zijn gebruikt. Gebleken is dat de laatste inzichten op dit gebied enigszins afwijken van die, welke in het Waterkwaliteitsmodel Rijn, mede in het onderhavige projekt R 1656, zijn toegepast. De oude en de nieuwe situatie worden achtereenvolgens besproken en de Invloed op de koncentraties aan P~ verbindingen bij Gorinchem wordt via enige berekeningen nagegaan.

5.4.1.1 De onderverdeling van de P-vracht

In het Rljnmodel waren de volgende P-vrachten per i.e. (= inwonerekwlvalent) per dag Ingevoerd:

- Duitsland: totaal-P: 4,0 g, ortho-P 2,5 g, org. + part. P 1,5 g - Nederland: totaal-P: 3,4 g, ortho-P 2,0 g, org. + part. P 1,4 g.

Deze vrachten, gekombineerd met gegevens over de P-produktie per I.e. ten gevolge van wasmiddellenverbruik, zijnde 2,5 g en 1,9 g poly-P per dag per i.e. [9], (poly-P wordt als ortho-P beschouwd) leiden bij volledige vervanging van polyfosfaten in wasmiddelen tot niet-realistische ortho-P-vrachten. Rea-listischer is de volgende verdeling:

- Duitsland: totaal-P: 4,0 g, ortho-P 3,5 g, org. + part. P 0,5 g - Nederland: totaal-P: 3,4 g, ortho-P 2,9 g, org. + part. P 0,5 g.

[10] geeft als cijfers 0,9 g ortho-P en 0,6 g org. + part. P per I.e. per dag, uit urine en faeces, hetgeen gekombineerd met wasmiddelen in respektievelijk

2,8 en 0,6 g resulteert (voor Nederland).

5.4.1.2 De zuiveringsredttktiefaktoren voor P-verbindingen

In het Rijnmodel waren als zuiverlngsreduktiefaktoren voor ortho-P respektie-velijk org. + part. P bij volledig biologisch-oxidatieve RWZI's gekozen: 0,85 en 0,60. Rekening houdend met de nieuwe vrachten voor ortho-P en org. + part. P betekent dit voor totaal-P een zuiveringsreduktlefaktor van 0,80 en 0,79 voor Duitsland respektievelijk Nederland bij RWZI's, die voor 50% huishoude-lijk en voor 50% industrieel afvalwater (industrieel afvalwater 0,5 g ortho-P en 0,5 g org. + part. P per i.e. per dag) verwerken. Metingen aan Nederlandse RWZI's geven zuiveringsreduktiefaktoren te zien, die liggen tussen 0,6 en 0,7 voor totaal-P. Het totaal-P In het effluent is voor 77% ortho-P en voor 23% org. + part. P. Met behulp van deze gegevens is het mogelijk om de zuiverings-reduktiefaktoren voor ortho-P en org. + part. P afzonderlijk te bepalen. Als uitgangspunt wordt gekozen een zuiveringsreduktlefaktor van 0,65 voor zowel ortho-P als voor org. + part. P. Verder wordt verondersteld datt

- ortho-P deels wordt verwijderd in een voorbezinktank en deels adsorbeert tot part. P of wordt omgezet in org. P In het verdere zuiveringsproces

- part. P deels wordt verwijderd in een voorbezinktank, org. + part. P toe-neemt door adsorptie van ortho-P en omzetting van ortho-P in org. P en deels wordt verwijderd in een nabezlnktank.

Dit proces is in het volgende schema weergegeven:

ortho-P a

I

+ 1-C

orgtpart. P

p

Verondersteld wordt dat de zuiveringsreduktiefaktoren a en b belde 0,90 bedra-gen (« mechanische zuivering). Voor c en d wordt dan gevonden:

c « 0,72 d - 0,37.