eindrapportage 10 juni 2016 · sturen op nutriënten acacia water 3 1.1 visie sturen op nutriënten...

Sturen op Nutriënten

Eindrapportage 10 juni 2016

ii Acacia Water Eindrapportage

Colofon

Documenttitel . Sturen op Nutriënten

Opdrachtgever . VIC

Status . Eindrapportage

Datum . 10 juni 2016

Projectnummer . 568

Projectteam

. Jouke Velstra, Jaco van der Gaast, Emiel Kruisdijk en Michel Verbruggen

(Acacia Water)

Idse Hoving (ASG-WUR)

Fons Smolders en Esther Lucassen (B-ware)

Karel van Houwelingen (KTC Zegveld)

Disclaimer

Rapport: Aan dit rapport kunnen geen rechten worden ontleend. De auteurs zijn niet verantwoordelijk voor eventuele fouten of

consequenties. Aanvullingen of verbeteringen zijn welkom via [email protected]

Sturen op Nutriënten Acacia Water iii

Samenvatting

Sturen op Nutriënten is het eerste project met de principes van Sturen met Water, een

innovatietraject van het Veenweiden Innovatiecentrum Zegveld. Dit project richt zich op het

zichtbaar maken van de dynamiek van nutriëntenlevering door middel van literatuurstudie,

dataonderzoek, metingen en modellering. Daarbij is gekeken naar een drietal varianten van

peilbeheer. Vast laag en Vast hoog, beide zonder drainage, en Dynamisch peil met onderwater

drainage. Het doel van dit onderzoek is om vast te stellen of beheer en sturing van grondwater en

het hiermee samenhangende bodemvocht stuurbaar te maken is. En of met behulp van sturing van

grondwater en bodemvocht ook de nutriëntenlevering stuurbaar te maken is.

Uit de grondwaterstandsmetingen blijkt dat het grondwater gedurende de natte winterperiode

langdurig tot in of nabij maaiveld staat. In deze periode blijkt het verschil tussen de verschillende

peilstrategieën beperkt. Het verschil in grondwaterstand in de zomerperiode loopt maximaal op tot

10 cm voor de verschillende peilstrategieën van de beschouwde proefpercelen. Het

grondwaterstandsverloop bij Dynamisch peil lag tussen dat van de vaste peilen. Het komt er

derhalve op neer dat een oppervlaktewaterpeil verschil van 40 cm (55 cm t.o.v. 15 cm) resulteert in

een maximaal verschil in de zomer van 10 cm.

Om de grondwaterbeweging te kunnen beschrijven is gebruik gemaakt van zowel het 1D model

SWAP als het 2D model Hydrus. Met de modellen kunnen de gemeten grondwaterstanden redelijk

goed worden gesimuleerd. Uit de berekeningen met het twee-dimensionale model Hydrus blijkt

dat de locatie van observatiepunten bepalend is voor de rekenresultaten. Hieruit komt tevens naar

voren dat metingen in veenprofielen met een geringe doorlatendheid worden beïnvloed door de

filterstelling en daarmee de inrichting van meetpunten. Indien geen rekening gehouden wordt met

de geringe doorlatendheid van het veen bij het interpreteren van meetgegevens kunnen metingen

verkeerd worden geïnterpreteerd.

Uit tracerberekeningen blijkt dat het geïnfiltreerde oppervlaktewater dat via onderwaterdrains kan

infiltreren een beperkte ruimtelijke verbreiding heeft. Het merendeel van de infiltratie vindt

gedurende het groeiseizoen als gevolg van een verdampingsoverschot plaats. In de daaropvolgende

natte winterperiode met een neerslagoverschot wordt een gedeelte van het eerder geïnfiltreerde

water weer afgevoerd. Uit de voorgaande waterbeweging komt tevens het belang van het gebruik

van twee-dimensionale modelsimulaties naar voren.

Uit de hoog frequente metingen in het bodemvocht en grondwater blijkt dat de grondwaterstand

invloed heeft op nutriënten. Veranderingen in de grondwaterstand leidt tot verschillen in de

verzadigde en onverzadigde zone. Een stijging van het grondwater leidt tot een grotere verzadigde

zone en dus meer anaerobe processen (er is geen zuurstof aanvoer meer). Daarnaast stijgt hierdoor

ook het bodemvocht, wat leidt tot langzamere aerobe processen (minder zuurstof aanwezig). De

processen en de snelheden van de processen van de belangrijkste nutriënten, nitraat, fosfaat en

ammonium veranderen bij verschillende grondwaterstanden.

In de zomer vindt er infiltratie plaats vanuit het oppervlaktewater naar het grondwater en stromen

de nutriënten in het grondwater niet uit naar het oppervlaktewater. In de winterperiodes stijgt de

grondwaterstand en is er uitstroom van grondwater inclusief nutriënten naar het

oppervlaktewater. De modellering met PHREEQC toont aan dat een hogere grondwaterstand in de

zomer zorgt voor een verlaagde fosfaat piek in het grondwater op het moment dat het grondwater

inclusief nutriënten uitstroom naar het oppervlaktewater. Nauwkeurigere en extra analyses zijn

nodig om de invloed van een hogere grondwaterstand op de nitraat en ammonium concentraties te

bestuderen. Hogere grondwaterstanden leiden ook tot lagere sulfaat concentraties in het

grondwater.

0 Acacia Water Eindrapportage

Inhoudsopgave

1 Inleiding ................................................................................................................. 2

1.1 Visie Sturen op nutriënten................................................................................................... 3

1.2 Aanpak ................................................................................................................................ 4

1.3 Leeswijzer ............................................................................................................................ 4

2 Achtergrond van de keuze voor de proefpercelen locatie VIC .................................. 5

3 Proefpercelen en behandelingen ............................................................................. 7

3.1 Proefpercelen ...................................................................................................................... 7

3.2 Behandelingen ..................................................................................................................... 8

3.3 Meetplan ............................................................................................................................. 9

3.4 Kennisdeling ...................................................................................................................... 11

4 Metingen kwantiteit............................................................................................... 12

4.1 Inleiding ............................................................................................................................ 12

4.2 Resultaten ......................................................................................................................... 12

4.3 Bevindingen ....................................................................................................................... 15

5 Metingen kwaliteit ................................................................................................. 16

5.1 Inleiding ............................................................................................................................ 16

5.2 Resultaten ......................................................................................................................... 16

6 Grasopbrengsten .................................................................................................. 43

6.1 Meetplan ........................................................................................................................... 43

6.2 Resultaten ......................................................................................................................... 43

6.3 Bevindingen ...................................................................................................................... 48

7 Modelsimulaties kwantiteit .................................................................................. 49

7.1 Inleiding ............................................................................................................................ 49

7.2 Systeemanalyse ................................................................................................................. 49

7.3 Modelopzet ........................................................................................................................ 50

7.4 Resultaten ......................................................................................................................... 53

7.5 Resultaten ......................................................................................................................... 60

7.6 Bevindingen ...................................................................................................................... 64

8 Modelsimulaties kwaliteit ..................................................................................... 66

8.1 Inleiding ............................................................................................................................ 66

8.2 Nutriëntenkringlopen en –bronnen .................................................................................. 66

8.3 Eerder uitgevoerd onderzoek............................................................................................. 68

8.4 Modelopzet ........................................................................................................................ 69

8.5 Nadere analyse van de meetresultaten t.b.v. modellering ................................................... 71

Sturen op Nutriënten Acacia Water 1

8.6 PHREEQC simulatie perceel 7 ........................................................................................... 78

8.7 PHREEQC modelscenario’s ............................................................................................... 82

8.8 Bevindingen ...................................................................................................................... 83

9 Conclusies en aanbevelingen ................................................................................ 85

9.1 Conclusies ......................................................................................................................... 85

9.2 Aanbevelingen ................................................................................................................... 87

10 Referenties ............................................................................................................ 91


1 Inleiding

“Het veenweidengebied is een complex systeem, waarin allerlei functies, doelen, belangen en processen

elkaar beïnvloeden en van elkaar afhankelijk zijn. Rendabele landbouw, schoon water, hoogwaardige

natuur, beperken van bodemdaling, efficiënt gebruik van water, efficiënt omgaan met nutriënten in de

bodem, beperken van emissies naar de lucht, et cetera. Het (freatische) grondwaterpeil speelt daarin

een belangrijke rol. Wanneer gestuurd kan worden op en door het grondwaterpeil ontstaat een

belangrijke sleutel tot het sturen op al deze doelen.

Hiervoor is het Veenweide Innovatie Centrum (VIC) gestart met het programma ‘Sturen met water’.

Een belangrijk onderdeel hiervan is een actief en gericht grondwaterbeheer in de veenweiden.” (Sturen

met Water ‘position paper’). Een onderdeel van het programma ‘Sturen met Water’ is het project

‘Sturen op Nutriënten’. In dit project wordt onderzocht hoe de grondwaterstand kan worden

geoptimaliseerd om de nutriëntenlevering uit de bodem te beïnvloeden.

In het veenweidegebied komen niet alleen nutriënten vrij door bemesting, maar ook door de afbraak

van het veen. Een te hoge piek in de levering van nutriënten vanuit de bodem heeft negatieve effecten

voor de agrariër, omdat daarmee het eiwit gehalte in het gras, de melk, en de uitscheiding van de

koeien te hoog wordt, én voor de waterbeheerder, omdat het kan leiden tot een hogere uitspoeling van

nutriënten naar het oppervlaktewater. Dit project richt zich daarom op de nutriënten die vrijkomen uit

de bodem, omdat hier nog winst valt te behalen voor de agrariër en de waterbeheerder, en er hierbij

nog diverse onderzoeksvragen spelen.

Uit eerdere studies is gebleken dat aanpassingen in de grondwaterstand de stikstofopbrengst (bijv.

Hoving et al., 2008 en 2011) en de maaivelddaling (bijv. Jansen et al., 2009) kunnen reduceren. Dit

impliceert dat met een slim beheer van de grondwaterstand de nutriëntenlevering kan worden

geoptimaliseerd. Hierbij kan gebruik worden gemaakt van onderwaterdrainge (OWD) om de

grondwaterstanden ook in het midden van het perceel te beïnvloeden. Naar verwachting neemt het

gebruik van OWD toe in het veenweidegebied, en kan dit project op deze ontwikkeling aansluiten.

De nutriëntenlevering vanuit de bodem is een complex proces waarbij verschillende factoren zoals de

hoeveelheid organisch stof, ijzeroxiden, sulfaat, temperatuur, de duur van de anaerobie en de

aanwezigheid van grensvlakken tussen aerobe en anaerobe fasen een sleutelrol spelen (Kemmers en

Koopmans, 2009). Om met een slim grondwaterbeheer de nutriëntenpiek terug te kunnen dringen, is

het daarom van belang om de dynamiek van het systeem en de belangrijkste processen die afbraak van

organisch stof veroorzaken, in tijd en ruimte, goed te begrijpen. Dit project richt zich daarom op het

zichtbaar maken van deze dynamiek door middel van literatuurstudie, dataonderzoek, metingen en

modellering. Het langere termijn doel is om uiteindelijk een praktisch toepasbaar advies te geven voor

het optimale beheer van grondwater en het hiermee samenhangende bodemvocht.


1.1 Visie Sturen op nutriënten

De visie van het project ‘Sturen op Nutriënten’ is dat de dynamiek van de nutriëntenlevering uit de

bodem mogelijkheden geeft om met een dynamisch waterbeheer meerdere functies te bedienen. Doel is

om via begrip van de dynamiek van het systeem een hierop uiteindelijk afgestemd grondwaterbeheer te

ontwerpen en te testen.

Een voorbeeld van de dynamiek door het jaar heen is dat de piek in de stikstoflevering zich over het

algemeen aan het eind van de zomer en begin van het najaar voordoet. Een gericht peilbeheer kan

worden ingezet om specifiek op dat moment de veenafbraak te reduceren. Dit betekent dat de

grondwaterstand op sommige momenten in het jaar kan worden verlaagd (wanneer de kans op

veenafbraak klein is) en slechts op beperkte momenten gericht hoeft te worden verhoogd. Hiermee

kunnenverbeteringen worden gecreëerd met betrekking tot de reductie van veenafbraak, draagkracht,

het voorkomen van uit- en afspoeling van meststoffen, het reduceren van stikstofmobilisatie en het

beperken van diepe kwel van nutriëntrijk water.

Het project ‘Sturen op Nutriënten’ richt zich op doelstelling voor zowel de agrariër als voor het

waterschap. Onderzocht zal worden hoe en in welke mate op deze functies met grondwater gestuurd

kan worden. Hieronder worden de doelen die kunnen worden bediend met ‘Sturen op Nutriënten’

beschreven:

KRW doelstellingen

In de Kaderrichtlijn Water zijn doelstellingen voor de waterkwaliteit van het oppervlaktewater

gedefinieerd. Hiervoor is het van belang dat de afspoeling van nutriënten van de percelen wordt

beperkt, om een te hoge nutriëntenconcentratie in het oppervlaktewater te vermijden. ‘Sturen op

Nutriënten’ heeft als doel om de hoeveelheid nutriënten die vrijkomt en de uit- en afspoeling naar het

oppervlaktewater zoveel mogelijk te beperken.

Vermindering bodemdaling

Verder is de afbraak van het veen door oxidatie een oorzaak van bodemdaling in het veenweidegebied.

De doelstelling van het project om de veenafbraak te reduceren heeft daarom niet alleen als effect dat er

minder nutriënten vrijkomen, maar ook dat daardoor de bodemdaling wordt afgeremd.

Verlaging eiwitgehalte

Voor de melkveehouderij is een constant nutriëntengehalte in het gras gewenst. Wanneer het

stikstofgehalte te hoog is leidt dit tot een verhoging van het eiwitgehalte, wat vervolgens weer leidt tot

een hoog ureum gehalte in de melk, een hoge concentratie in de dierlijke mest en een hoge ammoniak

uitstoot. Door een te hoge piek in de nutriëntenlevering gaan nutriënten ongebruikt verloren en neemt

de efficiëntie af. Met een goede sturing op het nutriëntengehalte in de voeding kan het

nutriëntenverlies worden gereduceerd.

Verhoging stikstofbenutting mest

Door een verlaging van de stikstoflevering van de bodem wordt de stikstofbenutting van meststoffen

vergroot. Uit Hoving et al. 2008 en 2011 bleek dat door het gebruik van onderwaterdrains de

stikstoflevering geremd werd, maar deze lagere stikstoflevering gecompenseerd werd door een hogere

benutting van stikstof uit mest. Een hogere stikstofbenutting geeft minder risico op emissies richting

grondwater, oppervlaktewater en de lucht.

Vermindering noodzaak bijmengen van maïs

Een hoog eiwitgehalte in het gras, ten tijde van pieken in de stikstoflevering vanuit de bodem, kan

worden gecompenseerd door het bijmengen van maïs in het voer. Het telen van maïs is echter in het

veenweide gebied niet gewenst, vanwege de negatieve effecten op de bodemdaling, en in dit gebied (in

de toekomst) niet toegestaan. Wanneer het eiwitgehalte van het gras kan worden beperkt kunnen de

maïsinkoop en daarmee de kosten worden beperkt.


Figuur 1. Overzicht van de stikstofdoelstellingen van het project ‘Sturen op Nutriënten’

1.2 Aanpak

Voor dit project worden het bestaande peilbeheer van drie percelen (2 herhalingen) gevolgd waarin

wordt onderzocht hoe de hydrologie van de bodem wordt beïnvloed. Het project bestaat uit een

veldproef en het ontwikkelen van een hydrologisch en nutriënten- model dat de dynamiek van interne

eutrofiering beschrijft. Hierbij zal gebruik worden gemaakt van onderwaterdrainage als techniek. In het

project wordt verder gewerkt op onder andere de kennis die is opgedaan in eerdere veldstudies van

Wageningen UR en B-ware. Er worden metingen uitgevoerd aan de hydrologie en bodemtemperatuur,

de chemische samenstelling (o.a. stikstof, fosfaat en sulfaat) van de bodem, gronden oppervlakte

water, het watergebruik en de draagkracht. Hiermee de dynamiek van het systeem en de belangrijkste

processen die afbraak van organisch stof veroorzaken, en de nutriëntenhuishouding in tijd en ruimte

beter te begrijpen. Hiertoe is als doel opgenomen om tevens een gekoppeld 2D hydrologisch-nutriënten

model op te zetten waarmee de processen op perceelniveau gesimuleerd kunnen worden.

1.3 Leeswijzer

In het voorliggende rapport zijn de meetgegevens van het eerste meetjaar beschreven en voorzien van

een eerste analyse. Het rapport heeft dan ook betrekking op een tussenrapport. In hoofdstuk 2 is aan de

hand van literatuuronderzoek een beknopt overzicht van eerder uitgevoerd onderzoek beschreven. In

het daaropvolgende hoofdstuk is de opzet van de metingen voor de proefpercelen beschreven.

Vervolgens zijn in hoofdstuk 4 en 5 respectievelijk de kwantiteits- en de kwaliteitsmetingen beschreven

en voorzien van een interpretatie. Om het effect van sturen op nutriënten op de gewasopbrengst te

kunnen bepalen zijn de gemeten grasopbrengsten beschreven in hoofdstuk 6. In hoofdstuk 7 en 8 zijn

de modelsimulaties beschreven die nodig zijn om het systeem en de interacties tussen de verschillende

domeinen te kunnen simuleren. Het rapport wordt afgesloten met een vooruitblik en argumentatie

voor een eventueel vervolg.


2 Achtergrond van de keuze voor

de proefpercelen locatie VIC

De drooglegging in veengebieden heeft invloed op het grondwaterstandsverloop in veenweidepercelen.

Het heeft daarmee mogelijk veel (neven)effecten zoals maaivelddaling door veenafbraak,

nutriëntenbelasting van het oppervlaktewater, de hoeveelheid water in- en uitlaat, de productiviteit van

grasland en grasland als biotoop voor weidevogels. Daarbij zijn in het algemeen de maatschappelijke

vraagstukken gebaat bij hoge peilen en is de landbouw gebaat bij lage(re) peilen. Via peilbesluiten

wordt geprobeerd hier een compromis in te vinden. Daarbij wordt veelal uitgegaan van vaste peilen, het

zij het gehele jaar hetzelfde peil of een hoger peil in de zomer en een lager peil in de winter. Met deze

vaste peilen kan echter niet voorkomen worden dat in relatief natte perioden bij een ‘laag peil’

grondwaterstanden zodanig stijgen dat vernatting ontstaat en dat in relatief droge perioden bij een

‘hoog peil’ grondwaterstanden zodanig dalen dat droogteschade ontstaat. Sturen met het slootpeil is

dus niet de ultieme oplossing om doelen te bereiken of doelen te verenigen. Het toepassen van

onderwaterdrains maakt het naar verwachting mogelijk om het grondwaterstandverloop beter te

kunnen beïnvloeden door een intensivering van de interactie tussen oppervlakte- en grondwater.

Het onderzoek naar het effect van onderwaterdrains op het grondwaterstandsverloop is in 2004 gestart

op KTC Zegveld bij een vast hoog peil van ongeveer 20 cm en een vast laag peil van ongeveer 55 cm

beneden maaiveld (Hoving et al., 2008). De proef werd uitgevoerd op proefveldniveau en liep tot en

met 2007. Het bleek dat onderwaterdrains zowel een drainerende als infiltrerende werking hadden.

Gemiddeld nivelleren onderwaterdrains het grondwaterstandsverloop, waarbij de hoogte van de

grondwaterstanden afhankelijk zijn van de drooglegging. In een daaropvolgend veldonderzoek in

polder Zeevang (2007-2010) te Kwadijk en Hobrede werd de werking van onderwaterdrains onder

praktijkomstandigheden onderzocht en dit leverde vergelijkbare resultaten op (Hoving et al., 2011). De

aanbeveling was om een zomer- en winterpeil toe te passen om in het winterhalfjaar

(neerslagoverschot) de drainerende werking te vergroten en om in het zomerhalfjaar (neerslagtekort)

de infiltrerende werking te vergroten. In het najaar van 2012 is de toepassing van een zomer- en

winterpeil in combinatie met onderwaterdrains onderzocht in polder Zeevang te Warder (Hoving et al.,

2015 in druk). Daarbij was het zomerpeil ongeveer 35 cm beneden maaiveld en het winterpeil ongeveer

55 cm benden maaiveld. De hypothese werd bevestigd dat ten opzichte van een vast laag en een vast

hoog peil onderwaterdrains bij een zomer– en winterpeil gemiddeld zowel de zomergrondwaterstand

verhoogt als de wintergrondwaterstand verlaagt.

In het algemeen is de verwachting dat onderwaterdrains de maaivelddaling bij een zomerpeil van 40

cm –maaiveld ten minste halveren. Metingen bevestigen dit (Van den Akker et al., 2012) . Echter, het

recente onderzoek te Warder liet zien dat tijdens perioden met een neerslagoverschot de

grondwaterstanden hoger waren dan in de ongedraineerde situatie door de geringe drooglegging. Dit

vergroot het risico op vernatting, terwijl vanuit een landbouwkundig perspectief onderwaterdrains juist

voor een droger maaiveld moeten zorgen. Bij een laag slootpeil voerden onderwaterdrains wel extra

water af. Willen melkveehouders profijt hebben van een investering in onderwaterdrains dan dienen de

drains tijdens natte perioden in het groeiseizoen zodanig extra water af te voeren dat het maaiveld

substantieel droger is. De aanbeveling was zodoende om wel een zomer- en winterpeil te hanteren,


maar met een meer flexibelere invulling van data waarop de slootpeilen moeten veranderen. Hierbij

moet rekening gehouden worden met de actuele weersomstandigheden.

Een flexibele invulling van een zomer- en winterpeil is een eerste stap richting het toepassen van

dynamisch peilbeheer. Op KTC-Zegveld is in 2011 en 2012 een veldexperiment uitgevoerd om de

toepassingsmogelijkheden van dynamisch peilbeheer en het effect op het grondwaterstandsverloop en

de grasopbrengsten te onderzoeken (Hoving et al., 2013). Daarbij zijn onderwaterdrains toegepast om

te zien of het effect van de peilstrategieën vergroot kon worden. In het betreffende onderzoek zijn twee

vormen van dynamisch slootpeil (hoog en laag winterpeil) vergeleken met een vast laag en een vast

hoog slootpeil. Het grondgebruik was sturend voor het aanpassen van het slootpeil.

De invloed van onderwaterdrains op de grondwaterstand bij dynamisch peilbeheer bleek groot (Hoving

et al., 2013). Zonder onderwaterdrains zakten de grondwaterstanden aanmerkelijk verder uit dan met

onderwaterdrains (Hoving et al., 2013). Daarbij had een kleinere drainafstand een groter effect. De

grondwaterstanden reageerden daarbij duidelijk op de verandering van het slootpeil, waarbij de

gedraineerde objecten een groter effect hadden (Hoving et al., 2013). Sturing van dynamisch peilbeheer

uitsluitend op basis van grondgebruik leidde niet tot optimale grondwaterstanden voor draagkracht en

maaivelddaling. Er dient ook rekening gehouden te worden met actuele grondwaterstanden en

weersverwachting.

Het onderzoek op KTC Zegveld in 2011-2012 was de opmaat voor het onderzoek Sturen op nutriënten

dat in het voorliggende rapport staat beschreven. Er is gebruik gemaakt van dezelfde proefpercelen en

volgens de aanbeveling in Hoving et al. (2013) is bij de toepassing van een dynamische peil het slootpeil

gestuurd op basis van de actuele grondwaterstand en weersverwachting.

Het grondwaterstandsverloop heeft invloed op de grasproductie en het graslandgebruik. Hoge peilen (<

40 cm beneden maaiveld) geven meer risico op natschade of gebruiksschade. Natschade is directe

schade als gevolg van groeireductie door zuurstofgebrek in de wortelzone. Gebruiksschade is indirecte

schade die optreedt doordat de draagkracht van de graszode te laag is om vee te weiden, om mest toe te

dienen of ruwvoer te winnen. Lage peilen (> 60 cm beneden maaiveld) geven meer risico op

droogteschade doordat verdampingsreductie de grasgroei vermindert. De invloed van de peilregimes al

of niet in combinatie met onderwaterdrains op de grasproductie is onderzocht. De resultaten staan in

Hoofdstuk 6.


3 Proefpercelen en behandelingen

3.1 Proefpercelen

Het project ‘Sturen op Nutriënten’ wordt uitgevoerd op proefboerderij Zegveld. Hier is in een eerder

project een experiment uitgevoerd met onderwaterdrainage, waardoor al een grote hoeveelheid

gegevens beschikbaar is. Het project is een vervolg van deze proef, waarbij deze wordt uitgebreid met

metingen om de verschillende componenten van de nutriëntenbalans en de dynamiek van het systeem

door het jaar heen in beeld te brengen. Bij de keuze van de proefpercelen is gekozen voor die percelen

die al meerjarig onder dezelfde omstandigheden qua peilregime zijn behandeld en tevens al OWD én

deels zonder OWD (referentie) bevatten. Dat de behandelingen reeds enige jaren op de betreffende

proefpercelen in eerder projecten zijn uitgevoerd heeft als voordeel dat tragere veranderingen in

processen in de bodem al enkele jaren geleden zijn ingezet. Figuur 2 geeft een overzicht van de gekozen

percelen. Het betreft de percelen 2 en 3, 7 en 8 en 13. De lokale bodemopbouw van de

onderzoekspercelen is bekend uit eerder onderzoek (Pleijter, Beek, & Kuikman, 2011). De keuze heeft

direct verband met de behandelingen (zie volgende paragraaf).

Figuur 2. Overzicht van de proefvelden op Zegveld, met een vast laag (2 en 3), dynamisch (7 en 8) en vast (13) peil.

De nummers in de gekleurde boxen geven aan voor de subperceeljes of er wel (1) of geen (0) bemesting

plaatsvindt.


3.2 Behandelingen

In de proef worden verschillende vormen van peilbeheer en bemesting met elkaar vergeleken, dit

worden de verschillende behandelingen van de percelen genoemd. De eerste behandeling is het

peilbeheer dat in veenweide gebieden zonder OWD gebruikelijk is, namelijk een vast laag peil zonder

onderwaterdrains. De tweede behandeling is de toepassing van drainage in combinatie met een

dynamisch peil, hierbij wordt gestuurd op een grondwaterstand van ongeveer 35 cm -mv. Om dit te

kunnen vergelijken met een ander peilbeheer is een derde behandeling toegevoegd, met een vast hoog

peil zonder drainage. De toepassing van deze derde behandeling maakt het mogelijk een bredere

dataset op te bouwen. Het vormt in feite het andere uiterste in de trits ‘vast laag peil’ dan ‘dynamisch

peil’ en dus ten slotte ‘vast hoog peil’.

Per behandeling zijn twee percelen geselecteerd, zodat de proeven beter representatief zijn en de

resultaten kunnen worden vergeleken. Hieronder worden de verdere specificaties van de drie

behandelingen gegeven en in Figuur 3 is schematisch de tijdsfasering van het peilbeheer op jaarbasis

weergegeven, exclusief de peilverlagingen/-verhogingen in het groeiseizoen.

Percelen met vast laag peil (PR02-PR03)

Vast laag peil 50-55 cm –mv

Geen variaties waterpeil afhankelijk van gebruik

Percelen met Dynamisch Peil beheer winter hoog PR07B-PR08B

Vast hoog peil 20-25 cm –mv, periode 1 november tot 1 maart

Vast laag peil 40-45 cm –mv, periode 1 maart tot gift 1e kunstmest ca. 1 april

Dynamisch peil, periode 1 april tot 1 november, hierbij wordt gestuurd op een

grondwaterstand van ongeveer 35 cm –mv.

Percelen vast hoog peil (PR11-PR13)

Vast hoog peil 20-25 cm –mv

Geen variaties waterpeil afhankelijk van gebruik

Figuur 3. Tijdfasering peilbeheer op jaarbasis.

In de uitvoering van het dynamisch peilbeheer staat een streefstand van het grondwater van 35 à 40 cm

beneden maaiveld centraal. Bij deze grondwaterstand is op de betreffende percelen de ervaring dat dan

de draagkracht doorgaans voldoende is. Het dynamisch peilbeheer is als volgt uitgevoerd. Het slootpeil

wordt ingesteld op 38-45 cm –mv wanneer de grondwaterstand gelijk of hoger is dan de streefstand in

combinatie met een neerslagoverschot. Wanneer de grondwaterstand gelijk of lager is dan de

streefstand in combinatie met een neerslagtekort wordt het slootpeil verhoogd tot op 20-25 cm –mv.

De uitvoering van het dynamisch peil in het groeiseizoen is schematisch weergegeven in Tabel 1 .

jan. feb. mrt apr mei jun jul aug sep okt nov dec Slootpeil

vast hoog peil 20-25 cm -mv

vast laag peil

50-55 cm -mv

dyn peil, winter hoog dynamisch, afhankelijk van streefstand grondwater (= 35 à 40 cm -mv) 20-25 cm -mv

50-55 cm -mv


Tabel 1 Uitvoering dynamisch peilbeheer tijdens het groeiseizoen.

Slootpeil Dynamisch peil Streefstand

grondwater

Bovengrens 20-25 cm

-mv

Neerslagtekort en grondwaterstand hoger of gelijk aan de streefstand

Actie: slootpeil hoog 35-40

cm –mv

Ondergrens 38-45 cm

-mv

Neerslagoverschot en grondwaterstand lager of gelijk aan de

streefstand

Actie: slootpeil laag

Binnen elk proefperceel vindt daarnaast een aantal sub-behandelingen met betrekking tot bemesting

plaats (proefvakken) waarbij de proefvakken dwars op drains in de lengterichting van het perceel

liggen:

1. N0 Geen bemesting

2. N1 Praktijkbemesting

Tabel 2 toont een overzicht van de proefpercelen en proefvakken. Hieruit blijkt dat elke behandeling in

duplo wordt uitgevoerd, waarbij de continue metingen op een perceel per behandeling plaatsvinden en

de handmetingen op twee percelen per behandeling. De specificaties van de metingen die op de

percelen worden uitgevoerd worden gegeven in de volgende hoofdstukken.

Tabel 2. Detail proefvak sub-behandelingen.

No N1 No N1 Totaal

3x 3x 3x 3x 48x per week

3.3 Meetplan

Bij de proef worden aan alle belangrijke componenten om de processen die de veenafbraak en het

vrijkomen van nutriënten beïnvloeden metingen gedaan. In de proef staan voor de metingen de

volgende onderdelen centraal:

(1) De chemische samenstelling (standaard macro-parameters waaronder, stikstof (o.a. nitraat),

fosfor (o.a. fosfaat), sulfaat en ijzeroxide) van de verschillende componenten: chemische

samenstelling van de bodem, nutriënten opgelost in het bodemvocht en het grondwater,

eiwitgehalte van het gras, en de nutriënten uitspoeling van het perceel (via bemonstering in

oppervlaktewater).

(2) Het hydrologisch systeem (neerslag, bodemtemperatuur, grondwaterstanden en

vochtgehalte).

Dit heeft geleid tot de volgende meetopstelling en metingen (Figuur 4 en Figuur 5):

1. Bodemvocht (waterkwaliteit)

a. Er zijn op alle percelen vaste opstellingen van poreuze cups (Rhizons-Eijkelkamp)

aangelegd op 0-10 cm, 35 cm, 60 cm en 100cm diepte. Hieruit worden wekelijks

watermonsters van het bodemvocht genomen om te analyseren op de kwaliteit.

2. Bodemvocht en bodemtemperatuur (kwantiteit)

a. Real time en telemetrisch (hoog frequent, 1 per proefperceel)

3. Bodem

a. Bodemkarakteristiek (4 percelen x 2 subbehandelingen x 4 dieptes =32

mengmonsters)

4. Grondwaterstand (waterkwantiteit) alle peilbuizen geheel perceel

a. Handmatig (wekelijks)

b. Real-time en telemetrisch (hoog frequent, 1 per proefperceel)

5. Oppervlaktewater


a. Drainwaterkwaliteit (perceel 7 en 8 dynamisch peil)

b. Slootwaterkwaliteit (in de tussensloot grenzend aan het perceel)

6. Neerslag

a. Realtime en telemetrisch neerlagmeter (bij één van de percelen)

Figuur 4. Schematisch overzicht van de metingen per perceel.

Samenvattend leidt dit tot een groot aantal monsters bodemvocht, namelijk:

3 percelen

2 subbehandelingen

2 herhalingen subbehandelingen per perceel

3 dieptes

1 mengmonster per diepte per subbehandeling per perceel (4x2x3=24 mengmonsters)

Totaal 24x2=48 monsters

Met een frequentie van een monstername per week

Dit alles leidt tot een groot aantal monsters om te analyseren in het laboratorium. Er is gekozen voor

een aanpak om alle locaties en dieptes steeds te bemonsteren en de monsters in te vriezen. Om inzicht

te kunnen krijgen op de dynamiek in waterkwaliteit zijn alle monsters geanalyseerd.

Figuur 5. Overzicht van de meetpunten per proefveld.


3.4 Kennisdeling

Veldproeven kosten veel tijd en vaak duurt het lang voordat de projectgroep geïnformeerd kan worden

over resultaten van de proef. Om dit te ondervangen is een ‘dashboard’ ontwikkeld. Dit ‘dashboard’

maakt het mogelijk om overzichtelijke en veelal real-time meetgegevens te delen. Het ‘dashboard’ is te

vinden op zegveld.acaciadata.com (op het dashboard kunnen de percelen met continue metingen

worden geselecteerd, door op de tabs bovenin beeld te klikken kunnen de verschillende data worden

bekeken). Voor de verschillende behandelingen zijn grafieken beschikbaar van de grondwaterstand,

neerslag, bodemvocht en temperatuur (real-time). Daarnaast worden grafieken gemaakt van

uitgevoerde analyses van o.a. nitraat, fosfaat, etc. Deze worden periodiek aangevuld. Een voorbeeld van

de grafieken zoals die op het dashboard beschikbaar zijn is gegeven in Figuur 6.

Figuur 6. Meekijken met de metingen in het veld.


4 Metingen kwantiteit

4.1 Inleiding

In dit hoofdstuk wordt de fluctuatie van de grondwaterstand op de verschillende percelen

gepresenteerd, en met elkaar vergeleken. Het doel is om daarmee inzicht te krijgen in de invloed van de

drains en de verschillende slootpeil regimes op de grondwaterstandsdynamiek. In dit hoofdstuk komen

vragen aan bod als: wat is het effect van drainage op de grondwaterstand, hoe groot is de invloed van

het slootpeil op de grondwaterstand met en zonder drainage, hoe snel reageert de grondwaterstand op

veranderingen in het peil, en wat is de toegevoegde waarde van continue metingen ten opzichte van de

handmetingen.

De handmatige metingen van de grondwaterstanden voor alle percelen zijn opgenomen in bijlage 2, en

de daarbij in eerdere studies voor deze percelen toegepaste statistische uitwerking zijn opgenomen in

bijlage3. Deze analyse is eerder toegepast om het effect van onderwaterdrainage te onderzoeken

(Hoving et al., 2008; 2013). In dit hoofdstuk beperken we ons tot de metingen die relevant zijn voor het

onderhavige onderzoek en de delen van de proefpercelen waar de waterkwaliteitsmetingen en analyse

voor zijn uitgevoerd.

4.2 Resultaten

Het groeiseizoen van 2014 kende geen extreem droge en natte perioden. Rond 1 mei en begin juli was er

sprake van een relatief droge periode (neerslagtekort) waardoor in het algemeen de grondwaterstanden

daalden. Augustus was relatief nat (neerslagoverschot) waardoor de grondwaterstanden relatief hoog

waren. Het groeiseizoen van 2015 was tot en met juli aanmerkelijk droger dan het groeiseizoen van

2014. Evenals in 2014 was de tweede helft van het groeiseizoen (vanaf augustus) relatief nat. Ter

karakterisering van beide groeiseizoenen staat in Bijlage 1 het neerslag tekort per jaar van april tot en

met september (KNMI, 2015-11-4). Het betreft landelijke gemiddelden over 13 weerstations.

4.2.1 Dynamiek van de grondwaterstanden

Met de continue grondwaterstandsmetingen zijn de reacties van het grondwaterstand met een hoge

tijdsresolutie in beeld gebracht (Figuur 7). De grondwaterstand reageert snel op neerslag, de gemeten

grondwaterstanden schieten na of tijdens grote buien enkele decimeters omhoog, om vervolgens

geleidelijk uit te zakken. De grondwaterstand na een bui komt tot in of nabij het maaiveld. Tijdens de

extreem grote bui op 28 juli (68mm neerslag gemeten) is een stijging van het grondwaterpeil gemeten

van ruim 60 cm op alle percelen, maar ook bij kleinere buien is vrijwel direct verhoging van de

grondwaterstand te zien. De sterke reactie van de grondwaterstanden op de neerslag geeft aan dat het

water uit de bemeten percelen niet direct maar met een vertraging naar de drains en sloten wordt

afgevoerd.

De continue metingen geven veel inzicht in de dynamiek van het systeem ten opzichte van de wekelijkse

handmetingen (Figuur 8). Hierbij dient te worden opgemerkt dat de handmetingen betrekking hebben

op gemiddelde waarden op meerdere locaties. Met de handmetingen worden de pieken over het

algemeen niet gemeten, aangezien tijdens (grote) regenbuien over het algemeen niet wordt gemeten.


Door het gebruik van gemiddelde waarden voor meerdere locaties zal ook een onderschatting van de

pieken plaatsvinden indien de grondwaterstand op een aantal locaties tot in maaiveld reikt. Daarnaast

is de frequentie van een keer per week onvoldoende om de snelle veranderingen in beeld te brengen en

de volledige dynamiek zichtbaar te maken. De combinatie van continue metingen op enkele plaatsten

en wekelijkse handmetingen op een groot aantal locaties vult elkaar daarom goed aan: de continue

metingen geven inzicht in de dynamiek in de tijd, terwijl de handmetingen op veel locaties inzicht

geven in het verschil tussen de verschillende deelpercelen, en de variatie in de ruimte.

Figuur 7. Continue gemeten grondwaterstanden over de twee jaren en neerslaggegevens voor de drie onderzochte

percelen. Perceel 3 is een locatie met een vast laag peil (55 cm –mv), perceel 7 is een locatie met

onderwaterdrainage (afstand 8 meter) en een flexibel peil (20 – 45 cm – mv) en perceel 13 is een locatie met een

vast hoog peil (15 cm –mv).

Figuur 8. Continue gemeten grondwaterstanden en gemiddelde wekelijks handmatig gemeten grondwaterstanden

en slootpeilen voor drie percelen (in cm-mv op de linker-as), en neerslag (bars, in mm/dag op de rechter-as)

4.2.2 Dynamiek van het bodemvocht

Naast continue metingen van de grondwaterstand hebben continue metingen van het bodemvocht op

een diepte van 20 cm onder maaiveld plaatsgevonden (Decagon GS3) (Figuur 9). Uit de

bodemvochtmetingen blijkt dat het vochtgehalte gedurende de natte winterperiode redelijk constant is

in de tijd. Het vochtgehalte in perceel 7 is in natte perioden enigszins lager dan de andere percelen. Dit

verschil zal waarschijnlijk worden veroorzaakt door een verschil in bodemkundige omstandigheden in


de percelen. Hierbij kan gedacht worden aan verschillen in de samenstelling van het veen en/of

verschillen in dichtheid van het veen.

De gemeten waarden voor veen en fluctuatie van het vochtgehalte blijken gering. In het perceel met het

hoge vaste peil is de gemeten fluctuatie in het vochtgehalte het grootst. Dit heeft tot gevolg dat het

bodemvochtgehalte op 20 cm diepte in het perceel met het vaste hoge peil, in tegenstelling tot de

verwachting, verder daalt dan in de percelen met een vast laag of een dynamisch peil. Dit impliceert dat

verschillen in bodemkundige omstandigheden in hoge mate bepalend kunnen zijn voor het

vochtgehalte. Gezien de hoge grondwaterstanden gedurende de winter mag verwacht worden dat het

gemeten vochtgehalte in deze periode overeenkomt met het verzadigde vochtgehalte. Indien het

gemeten vochtgehalte gedurende de winter wordt vergeleken met metingen aan grondmonster die in

het verleden hebben plaatsgevonden lijken de gemeten waarden aan de lage kant te zijn. Voor de

bepaling van de waterretentie- en doorlatendheidskarakteristiek geven Heinen en van Kekem (2011)

een waarde van 0.67 voor het verzadigd vochtgehalte (θs).

Figuur 9. Vergelijking van het bodemvochtgehalte voor de 3 percelen op een diepte van 20 cm onder maaiveld.

4.2.3 Vergelijking grondwaterstand met dynamisch peilbeheer, vast hoog en vast

laag peil

De vergelijking tussen gemiddelde handmetingen van de drie verschillende percelen en de continue

metingen van de drie percelen geven een vergelijkbaar beeld (Figuur 10). Hierbij kan worden

opgemerkt dat de gemiddelde van de handmetingen over het algemeen een afgevlakt beeld geven en de

verschillen tussen de peilstrategieën hoger weergeven ten opzichte van continue metingen. Op het

perceel Vast laag peil (perceel 3) zijn de laagste grondwaterstanden gemeten en zakt de

grondwaterstand dus het verste uit. Op het perceel met een Vast hoog peil (perceel 13) zijn de

grondwaterstanden over het algemeen het hoogst. De grondwaterstanden van het perceel met een

Dynamisch slootpeil (perceel 7) fluctueren binnen de marges van de grondwaterstanden op perceel 3 en

perceel 13. De marge tussen de verschillende percelen kan oplopen tot 10 cm.

De hoogfrequente telemetrische metingen laten zien dat alle percelen op een vergelijkbare snelle wijze

reageren op een neerslaggebeurtenis. De figuren in Bijlage 2 laten de gemiddelden van handmetingen

van alle percelen zien. In het winterhalfjaar zijn de grondwaterstanden relatief hoog en komen geregeld

tot in het maaiveld. Ook in het groeiseizoen kunnen de grondwaterstanden relatief hoog worden zoals

in augustus 2014 en in oktober 2015. Over het algemeen ligt het grondwaterstandsverloop bij Vast hoog

peil het hoogst, bij Vast laag peil het laagst en bij Dynamisch peil tussen beide vaste peilen in.


Figuur 10. Grondwaterstanden op de verschillende percelen aan de hand van de continue metingen (boven) en

gemiddelden van handmetingen (onder) (in cm-mv op de linker-as), en neerslag (bars, in mm/dag op de rechter-

as). De blauwe balken geven de periodes wanneer het dynamisch peil hoog was.

4.3 Bevindingen

Onderwaterdrains hadden bij Dynamisch peil een iets geringe uitzakking van de grondwaterstand tot

gevolg ten opzichte van de ongedraineerde situatie. Het verschil liep op tot maximaal 10 cm voor beide

proefjaren. Gedurende de winterperiode bevindt de grondwaterstand zich voor alle peilstrategieën

langere tijd rond het maaiveldniveau. Gedurende de winter zijn de verschillen dan ook beperkt. In de

zomerperiode zakken de grondwaterstanden langzaam uit, waarbij het vaste lage peil uiteindelijk tot

circa 10 cm dieper uitzakt ten opzichte van het vaste hoge peil. Het grondwaterstandsverloop bij

Dynamisch peil lag tussen dat van de vaste peilen. Het komt er derhalve op neer dat een

oppervlaktewaterpeil verschil van 40 cm (55 cm t.o.v 15 cm) resulteert in een maximaal verschil in de

zomer van 10 cm.


5 Metingen kwaliteit

5.1 Inleiding

In dit hoofdstuk wordt de wateren bodemkwaliteit op de verschillende percelen gepresenteerd, en met

elkaar vergeleken. Het doel is om daarmee inzicht te krijgen in de invloed van de drains en de

verschillende slootpeil regimes op de dynamiek van de nutriënten. In dit hoofdstuk komen vragen aan

bod als: wat is het effect van drainage, hoe groot is de invloed van het slootpeil met en zonder drainage,

hoe snel reageert de hydrochemie op veranderingen in het peil, grondwaterstand en vochtgehalte, en

wat is de toegevoegde waarde van laagfrequente metingen ten opzichte van de hoogfrequente metingen.

5.2 Resultaten

5.2.1 Meetfrequentie

In dit onderzoek worden elke week monsters verzameld. De hoge meetfrequentie maakt het mogelijk

om na te gaan in hoeverre de meetfrequentie invloed heeft op het beeld dat wordt verkrijgen van de

dynamiek van het systeem. In Figuur 11 worden de nitraatconcentraties in de toplaag van perceel 7

gegeven waarbij we steeds data hebben wegelaten, zodat we een meetfrequentie van éénmaal in de twee

maanden, éénmaal per maand, éénmaal per 14 dagen en éénmaal per week verkrijgen.

Meetfrequente elke 8 weken



Meetfrequente elke week

Figuur 11. Het verloop van de nitraatbeschikbaarheid in de toplaag van perceel 7 (perceel met stikstofbemesting).

Van boven naar onder wordt het patroon gegeven bij een tweemaandelijkse bemonstering, een maandelijkse

bemonstering, een tweewekelijkse bemonstering en, zoals in deze proef, een wekelijkse bemonstering.


Het is duidelijk dat bij een afname van de meetfrequentie er veel informatie over de dynamiek verloren

gaat. Bij een tweemaandelijkse bemonstering kunnen zelfs alle pieken wegvallen waardoor het lijkt

alsof de nitraatconcentratie jaarrond stabiel is.

Verder maakt dit duidelijk dat er bij een wekelijkse bemonstering een verband met het vochtgehalte

kan worden vastgesteld. Deze relatie kan bij een lagere bemonsteringsfrequentie niet worden afgeleid.

Om een goed beeld te krijgen van de veranderingen van de nitraatbeschikbaarheid in de toplaag van de

bodems is een hoogfrequente bemonstering dus noodzakelijk. Dit is een belangrijk gegeven omdat er in

de praktijk maar zeer zelden hoog frequent wordt gemeten.

5.2.2 Bodemeigenschappen

In de figuren Figuur 13 tot en met Figuur 16 worden de resultaten gegeven van de eenmalige

bodemanalyses van de onderzochte proefvakken waarbij bodems zijn verzameld tot op 1 meter diepte,

per bodemlaag van 25 cm.

Wanneer er zuurstof bij het anaerobe veen komt, zoals het geval is in de toplaag van percelen in het

veenweidegebied, kan het organische materiaal (veen) onder invloed van zuurstof worden afgebroken

(geoxideerd, Figuur 12). Hierbij wordt het organische materiaal deels omgezet in kooldioxide (CO2).

Het overgebleven veen verliest structuur en kan uiteindelijk ook als bagger in de sloten terecht komen.

Het gereduceerde zwavel uit de bodems komt na oxidatie vrij als sulfaat. Dit sulfaat is erg mobiel en

spoelt gemakkelijk uit. De bij de oxidatie gevormde slecht oplosbare ijzer(hydr)oxides, kunnen erg goed

fosfor binden. Het fosfor dat vrijkomt bij de mineralisatie van het veen en via bemesting in de bodem

terecht komt is daarmee weinig mobiel en hoopt op in de aërobe toplaag van de bodem.

Figuur 12. Schematische weergave van de veenafbraak (oxidatie van veen) in het veenweidegebied (naar

Smolders et al., 2013)

Organisch Materiaal

O2

Organisch Materiaal

Fe2+

S2-

FeSx

FeSx

SO42-

Fe(III)OOH-P

anaeroob

aeroob

Vaste bodemfractiesVaste bodemfracties

Fe2+

CO2

P

NH4NO3

N2

CO2 NH4 P

Mest


Figuur 13. Het organische stofgehalte van de bodem, gemeten in april 2014, voor de verschillende proefvakken.

Op de x-as wordt het diepte interval gegeven (in cm beneden maaiveld) waarop de monsters zijn verzameld. N0

staat voor het proefvak dat niet bemest werd met stikstof en N1 voor het proefvak dat wel bemest werd met

stikstof.

20

30

40

50

60

70

80

90

0-25 25-50 50-75 75-100

Org

. S

tof

(%)

Plot 2 Laag peil

N0

N1

20

30

40

50

60

70

80

90

0-25 25-50 50-75 75-100

Org

. S

tof

(%)

Plot 3 Laag peil

N0

N1

20

30

40

50

60

70

80

90

0-25 25-50 50-75 75-100

Org

. S

tof

(%)

Plot 7 Dynamisch peil

N0

N1

20

30

40

50

60

70

80

90

0-25 25-50 50-75 75-100

Org

. S

tof

(%)


N0

N1

20

30

40

50

60

70

80

90

0-25 25-50 50-75 75-100

Org

. S

tof

(%)

Plot 13 Hoog peil

N0

N1


Figuur 14. De totaal-zwavelconcentratie van de bodem (in mmol per liter bodemvolume), gemeten in april 2014,

voor de verschillende proefvakken. Op de x-as wordt het diepte interval gegeven (in cm beneden maaiveld)

waarop de monsters zijn verzameld. N0 staat voor het proefvak dat niet bemest werd met stikstof en N1 voor het

proefvak dat wel bemest werd met stikstof

0

40

80

120

160

0-25 25-50 50-75 75-100

tot-

S (

mm

ol/L

)Plot 2 Laag peil

N0

N1

0

40

80

120

160

0-25 25-50 50-75 75-100

tot-

S (

mm

ol/L

)

Plot 3 Laag peil

N0

N1

0

40

80

120

160

0-25 25-50 50-75 75-100

tot-

S (

mm

ol/L

)


N0

N1

0

40

80

120

160

0-25 25-50 50-75 75-100

tot-

S (

mm

ol/L)


N0

N1

0

40

80

120

160

0-25 25-50 50-75 75-100

tot-

S (

mm

ol/L

)

Plot 13 Hoog peil

N0

N1


Figuur 15. De totaal-ijzerconcentratie van de bodem (in mmol per liter bodemvolume), gemeten in april 2014, voor

de verschillende proefvakken. Op de x-as wordt het diepte interval gegeven (in cm beneden maaiveld) waarop de

monsters zijn verzameld. N0 staat voor het proefvak dat niet bemest werd met stikstof en N1 voor het proefvak dat

wel bemest werd met stikstof.

0

50

100

150

200

0-25 25-50 50-75 75-100

tot-

Fe

(m

mol/L)

Plot 2 Laag peil

N0

N1

0

50

100

150

200

0-25 25-50 50-75 75-100

tot-

Fe

(m

mo

l/L

)

Plot 3 Laag peil

N0

N1

0

50

100

150

200

0-25 25-50 50-75 75-100

tot-

Fe

(m

mo

l/L

)


N0

N1

0

50

100

150

200

0-25 25-50 50-75 75-100

tot-

Fe

(m

mo

l/L

)


N0

N1

0

50

100

150

200

0-25 25-50 50-75 75-100

tot-

Fe

(m

mo

l/L

)

Plot 13 Hoog peil

N0

N1


Figuur 16. De totaal-fosforconcentratie van de bodem (in mmol per liter bodemvolume), gemeten in april 2014,

voor de verschillende proefvakken. Op de x-as wordt het diepte interval gegeven (in cm beneden maaiveld)

waarop de monsters zijn verzameld. N0 staat voor het proefvak dat niet bemest werd met stikstof en N1 voor het

proefvak dat wel bemest werd met stikstof

0

10

20

30

40

0-25 25-50 50-75 75-100

tot-

P m

mol/L)

Plot 2 Laag peil

N0

N1

0

10

20

30

40

0-25 25-50 50-75 75-100

tot-

P (

mm

ol/L)

Plot 3 Laag peilN0

N1

0

10

20

30

40

0-25 25-50 50-75 75-100

tot-

P (

mm

ol/L)


N0

N1

0

10

20

30

40

0-25 25-50 50-75 75-100

tot-

P (

mm

ol/L)


N0

N1

0

10

20

30

40

0-25 25-50 50-75 75-100

tot-

P (

mm

ol/L)

Plot 13 Hoog peil

N0

N1


Als gevolg van deze veenoxidatie neemt het organisch stofgehalte en de totaal-zwavelconcentratie van

de toplaag van de bodems toe en nemen de totaal- ijzer- en totaal-fosforconcentraties van de toplaag

van de bodems af in de diepte (Smolders et al., 2013). Dit patroon is ook duidelijk zichtbaar in de

proefvakken. De ijzer- en de fosforconcentraties zijn duidelijk hoger in de bovenste 50 cm en het

organische stofgehalte en de totaalzwavelconcentratie zijn duidelijk lager in de bovenste 50 cm. De

percelen met Dynamische peil hebben een iets afwijkende bodemchemie ten opzicht van de overige

percelen. In de bovenste 50 cm is hier het organische stofgehalte en de totaal-zwavelconcentratie

duidelijk lager en de totaal- ijzer- en totaal-fosforconcentraties duidelijk hoger dan in de bovenste 50

cm van de overige percelen. Dit kan er op duiden dat er hier (in het verleden) meer veenafbraak heeft

plaats gevonden dan in de andere percelen. Het is in ieder geval duidelijk dat de proefpercelen

bodemchemisch van elkaar verschillen. Hiermee moet bij de interpretatie van de resultaten rekening

gehouden worden.

5.2.3 Poriewaterchemie

In Figuur 17 t/m Figuur 23 worden de resultaten gegeven van de metingen van de poriewaterchemie in

de verschillende proefvakken. De poriewaterchemie wordt beïnvloedt door zowel de

bodemeigenschappen als de grondwaterstanden in de percelen. Het oorspronkelijke veen is rijk aan

gereduceerd zwavel en door de oxidatie van de veenbodems wordt dit geoxideerd tot sulfaat. Het

poriewater onder de percelen is dan ook rijk aan sulfaat. Op een diepte van 1 meter laten de

sulfaatconcentraties in de loop van de tijd maar weinig variatie zien. Het sulfaat accumuleert door

uitspoeling uit de toplaag in de anaerobe diepere bodemlagen. Op 30 cm diepte is de

sulfaatconcentratie in het begin van het jaar fors lager dan in de diepere bodemlagen. Vanaf half juni

2014 lopen hier de sulfaatconcentraties op tot waardes die juist (veel) hoge liggen dan op 60 cm en 100

cm diepte. Dit is ook de periode waarin de toplaag uitdroogt en de grondwaterstanden diep uitzakken

tot (meer dan) een halve meter onder maaiveld (Figuur 7 en Figuur 10) .Hierdoor neemt de oxidatie

van de toplaag van de bodem fors toe. Het gereduceerde zwavel uit de bodems komt na oxidatie vrij als

sulfaat waardoor de sulfaatconcentraties sterk stijgen. Ook nadat de oppervlaktewaterpeilen weer zijn

gestegen blijven de sulfaatconcentraties hoog tot aan het einde van de meetperiode in 2014 (begin

november).

Aan het begin van de meetperiode in 2015 zijn de sulfaat concentraties in de toplaag van de percelen

weer laag en zelf lager dan aan het begin van de meetperiode in 2014. De afname tijdens de

winterperiode kan verklaard worden door verdunning met regenwater en vooral ook door uitspoeling

van sulfaat uit de toplaag van de percelen naar het oppervlaktewater. In de loop van de zomer nemen

de concentraties op 30 cm diepte weer toe, In 2015 zakte de grondwaterpeilen veel dieper uit dan in

2014 (zie Figuur 7 en Figuur 10). Als gevolg hiervan werd in 2015 ook de veenbodem geoxideerd op een

diepte van 60 cm waardoor ook op deze diepte de sulfaatconcentraties (sterk) toenamen in het

poriewater.

Oxidatie van gereduceerde zwavelverbindingen (vooral ijzersulfide) kan volledig of onvolledig verlopen.

Wanneer de oxidatie onvolledig verloopt komt er behalve sulfaat ook gereduceerd ijzer vrij (reactie 1);

bij een volledige oxidatie wordt ook het gereduceerde ijzer geoxideerd tot ijzer(III)hydroxides (reactie 1

en 2 samen).

(1) 2 FeS2 + 7 O2 + 2 H2O 2 Fe2+ + 4 SO42- + 4 H+ (onvolledige oxidatie)

(2) 4 Fe2+ + O2 + 10 H2O 4 Fe(OH)3 + 8 H+ (samen met (2) volledige oxidatie)

Uit de reactievergelijkingen (1) en (2) blijkt dat de oxidatie van ijzersulfide (FeSx) leidt tot de productie

van zuur (protonen). Via bufferreacties in de bodem kan dit zuur worden geneutraliseerd waardoor er

netto geen verzuring (afname van de pH) plaatsvindt. Deze bufferreacties bicarbonaat-buffering (3),

oplossen van carbonaten (4) en (5) en kationuitwisseling (6) worden hieronder weergegeven.


(3) H2CO3 + H+ HCO3- H2O + CO2

(4) CaCO3 + 2 H+ Ca2+ + CO2 + H2O

(5) CaMg(CO3)2 + 4 H+ Ca2+ + Mg2+ + 2 CO2 + 2 H2O

(6) ]-Ca2+ + 2 H+ ]-2 H+ + Ca2+

Overall betekent dit dat de oxidatie van gereduceerd zwavel leidt tot de vorming van equivalente

hoeveelheden sulfaat en calcium+magnesium. De calcium- en magnesiumconcentraties in het

poriewater van de veenbodems laten dan ook een zelfde patroon zien als de sulfaatconcentraties.

Figuur 17. Het verloop van de sulfaatconcentratie in het poriewater op 30 cm, 60 cm en 100 cm diepte, voor de

verschillende proefvakken. N0 staat voor het proefvak dat niet bemest werd met stikstof en N1 voor het proefvak

dat wel bemest werd met stikstof. De concentraties worden gegeven in µmol per liter poriewater.

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

apr-1

4

jun-1

4

aug-1

4

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug-1

5

okt-1

5

dec-1

5

S (

µm

ol/L

)

Plot 2: Laag Peil

35 cm N0 35 cm N1

60 cm N0 60 cm N1

100 cm N0

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

apr-1

4

jun-1

4

aug-1

4

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug-1

5

okt-1

5

dec-1

5

S (

µm

ol/L

)

Plot 3: Laag Peil

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

apr-1

4

jun-1

4

aug-1

4

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug-1

5

okt-1

5

dec-1

5

S (

µm

ol/L

)

Plot 7: Dynamisch Peil

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

apr-1

4

jun-1

4

aug-1

4

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug-1

5

okt-1

5

dec-1

5

S (

µm

ol/L

)


0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

apr-1

4

jun-1

4

aug-1

4

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug-1

5

okt-1

5

dec-1

5

S (

µm

ol/L

)

Plot 13: Hoog Peil


Figuur 18. Het verloop van de ijzerconcentratie in het poriewater op 30 cm, 60 cm en 100 cm diepte, voor de



0

200

400

600

800

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

Fe

(µ

mo

l/L

)

Plot 2: Laag Peil

35 cm N0 35 cm N1

60 cm N0 60 cm N1

100 cm N0

0

200

400

600

800

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

Fe

(µ

mo

l/L

)

Plot 3: Laag Peil

0

200

400

600

800

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

Fe

(µ

mo

l/L

)


0

200

400

600

800

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

Fe

(µ

mo

l/L

)


0

200

400

600

800

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

Fe

(µ

mo

l/L

)

Plot 13: Hoog Peil


Figuur 19. Het verloop van de fosforconcentratie in het poriewater op 30 cm, 60 cm en 100 cm diepte, voor de



0

10

20

30

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

P (

µm

ol/L

)

Plot 2: Laag Peil

35 cm N0 35 cm N1

60 cm N0 60 cm N1

100 cm N0

0

10

20

30

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

P (

µm

ol/L

)

Plot 3: Laag Peil

0

10

20

30

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

jan-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

P (

µm

ol/L

)


0

10

20

30

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

P (

µm

ol/L

)


0

10

20

30a

pr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

P (

µm

ol/L

)

Plot 13: Hoog Peil


Figuur 20. Het verloop van de ammoniumconcentratie in het poriewater op 30 cm, 60 cm en 100 cm diepte, voor

de verschillende proefvakken. N0 staat voor het proefvak dat niet bemest werd met stikstof en N1 voor het

proefvak dat wel bemest werd met stikstof. De concentraties worden gegeven in µmol per liter poriewater.

0

250

500

750

1000

apr-1

4

jun-1

4

aug-1

4

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug-1

5

okt-1

5

dec-1

5

NH

4+

(µm

ol/L

)

Plot 2: Laag Peil

35 cm N0 35 cm N1

60 cm N0 60 cm N1100 cm N0

0

250

500

750

1000

apr-1

4

jun-1

4

aug-1

4

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug-1

5

okt-1

5

dec-1

5

NH

4+

(µ

mo

l/L

)

Plot 3: Laag Peil

0

250

500

750

1000

apr-1

4

jun-1

4

aug-1

4

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug-1

5

okt-1

5

dec-1

5

NH

4+

(µm

ol/L

)


0

250

500

750

1000

apr-1

4

jun-1

4

aug-1

4

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug-1

5

okt-1

5

dec-1

5

NH

4+

(µm

ol/L

)


0

250

500

750

1000

apr-1

4

jun-1

4

aug-1

4

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug-1

5

okt-1

5

dec-1

5

NH

4+

(µm

ol/L

)

Plot 13: Hoog Peil


Figuur 21. Het verloop van de calciumconcentratie in het poriewater op 30 cm, 60 cm en 100 cm diepte, voor de



0

2000

4000

6000

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

Ca

2+

(µm

ol/L

)Plot 2: Laag Peil

35 cm N0 35 cm N1 60 cm N060 cm N1 100 cm N0

0

2000

4000

6000

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

Ca

2+

(µ

mo

l/L

)

Plot 3: Laag Peil

0

2000

4000

6000

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

Ca

2+

(µm

ol/L

)


0

2000

4000

6000

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

Ca

2+

(µm

ol/L

)


0

2000

4000

6000

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

Ca

2+

(µm

ol/L

)

Plot 13: Hoog Peil


Figuur 22. Het verloop van de nitraatconcentratie in het poriewater op 30 cm, 60 cm en 100 cm diepte, voor de



0

250

500

750

1000

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

NO

3-(µ

mo

l/L

)

Plot 2: Laag Peil


0

250

500

750

1000

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

NO

3-(µ

mo

l/L

)

Plot 3: Laag Peil

0

250

500

750

1000

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

NO

3-(µ

mo

l/L

)


0

250

500

750

1000

apr-1

4

jun-1

4

aug-1

4

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

NO

3-(µ

mo

l/L

)


0

250

500

750

1000

apr-1

4

jun-1

4

aug-1

4

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

NO

3-(µ

mo

l/L

)

Plot 13: Hoog Peil


Figuur 23. Het verloop van de magnesiumconcentratie in het poriewater op 30 cm, 60 cm en 100 cm diepte,

voor de verschillende proefvakken. N0 staat voor het proefvak dat niet bemest werd met stikstof en N1 voor het

proefvak dat wel bemest werd met stikstof. De concentraties worden gegeven in µmol per liter poriewater.

De ijzerconcentraties zijn op 1 meter diepte jaar rond laag. Dit komt omdat dieper in de bodem er

permanent gereduceerde condities heersen waardoor het ijzer ook permanent in gereduceerde vorm

(Fe2+) aanwezig is in de vorm van slecht oplosbare ijzersulfides (FeSx) of ijzercarbonaat (FeCO3). Ook

zijn de totaal-ijzerconcentraties per liter bodemvolume hier lager ( zie Figuur 15) In de geoxideerde

toplaag van de bodems is veel ijzer aanwezig in geoxideerde vorm. Onder natte condities wordt dit ijzer

gereduceerd tot het relatief goed oplosbare Fe2+. We zien dat in de toplaag van de bodems bij een hoge

grondwaterstand de ijzerconcentratie van het poriewater relatief hoog is. Bij een dalende

0

250

500

750

1000

1250

1500

1750

2000

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

Mg

2+

(µm

ol/L

)

Plot 2: Laag Peil


0

250

500

750

1000

1250

1500

1750

2000

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

Mg

2+

(µ

mo

l/L

)

Plot 3: Laag Peil

0

250

500

750

1000

1250

1500

1750

2000

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

Mg

2+

(µm

ol/L

)


0

250

500

750

1000

1250

1500

1750

2000

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

Mg

2+

(µm

ol/L

)


0

250

500

750

1000

1250

1500

1750

2000

apr-1

4

jun

-14

au

g-1

4

okt-1

4

dec-1

4

feb

-15

ap

r-15

jun

-15

aug-1

5

okt-1

5

de

c-1

5

Mg

2+

(µm

ol/L

)

Plot 13: Hoog Peil


grondwaterstand wordt het ijzer weer geoxideerd waardoor slecht oplosbare ijzer(III)hydroxides

ontstaan. Op dertig cm diepte daalt de ijzerconcentraties vanaf begin juni 2014 tot zeer lage waardes in

de maand juli. Het verloop van de ijzerconcentratie verschilt vervolgens sterk tussen de percelen. Met

uitzondering van perceel 2 blijven de ijzerconcentraties op 30 cm diepte laag tot aan het einde van het

jaar 2014. In perceel 2 zien we de ijzerconcentratie eind augustus/begin september fors oplopen

waarna deze weer sterk daalt. Een dergelijke kortstondige toename van de ijzerconcentratie vindt ook

plaats in de andere percelen maar is hier veel minder sterk. Deze tijdelijke toename van de

ijzerconcentratie gaat samen met een tijdelijke stijging van de grondwaterstanden eind augustus/begin

september 2014. Hierdoor vindt er tijdelijk weer reductie plaats van geoxideerd ijzer. De toename is het

meest duidelijk in perceel 2 omdat hier de grondwaterstanden in deze periode ook het sterkst stijgen

(tot 10 cm onder maaiveld, Figuur 7). Op zichzelf lijkt dit vreemd omdat het hier gaat om een perceel

met een permanent laag slootpeil. Dit laat in ieder geval zien dat het verloop van de grondwaterstanden

en de bodemchemie maar in beperkte mate gestuurd worden door het slootpeilbeheer.

In perceel 2 en 3, de percelen met een permanent laag slootpeil, treedt in 2015 ook een sterke variaties

op in de ijzerconcentratie op 60 cm diepte. Deze laten in deze percelen een duidelijke daling zien

gedurende de meeste droge periode waarin de waterpeilen in deze percelen uitzakte tot meer dan 60

cm onder maaiveld. In 2015 zakken de grondwaterstanden al vroeg in het jaar uit tot meer dan 30 cm

onder maaiveld, wat weer gepaard gaat met een daling van de ijzerconcentraties op 30 cm diepte in de

bodem. Vanaf begin juni 2015 zakken de grondwaterpeilen in de percelen voor een langere periode, tot

half augustus, dieper dan 60 cm onder maaiveld. Hierdoor wordt ook het opgeloste gereduceerde ijzer

op 60 cm diepte geoxideerd waardoor ook op deze diepte de ijzerconcentraties scherp dalen. Vanaf half

augustus stijgen de grondwaterstanden weer tot boven de 60 cm onder maaiveld waardoor de

ijzerconcentraties op 60 cm diepte weer stijgen als gevolg van ijzerreductie. Vanaf begin september

2015 stijgen de ijzerconcentraties ook weer op een diepte van 30 cm, omdat de grondwaterstanden in

de percelen ondertussen weer zijn gestegen tot minder dan 30 cm onder maaiveld. Vanaf begin oktober

dalen op de percelen met een laag en flexibel waterpeil de grondwaterstanden weer tot beneden de 40

cm onder maaiveld (Figuur 7) waardoor ook de ijzerconcentratie op 30 cm diepte weer wat daalt. Op

perceel 13, met een hoog slootwaterpeil, dalen de grondwaterstanden in oktober minder ver waardoor

hier geen afname van de ijzerconcentratie wordt gemeten in het najaar.

De ijzerconcentraties in het poriewater op 30 en 60 cm diepte volgen dus erg mooi de

grondwaterstanden. De ijzerconcentraties nemen sterk af wanneer de waterstanden wegzakken tot

onder de poriewaterbemonsteraars en nemen sterk toe wanneer de bodem op deze diepte

waterverzadigd is.

De fosforconcentraties in het poriewater laten nauwelijks seizoenvariaties zien op een diepte van 1

meter onder maaiveld. De waardes liggen hier, afhankelijk van het proefvak, tussen de 10 en 15 µmol/L.

De mobiliteit van fosfor is op deze diepte hoog omdat het ijzer hier jaarrond in gereduceerde vorm

aanwezig is. Gereduceerd ijzer is slecht in staat om P te binden, waardoor de mobiliteit van het fosfor

hier relatief hoog is, ondanks de lagere totaal-P concentraties van de bodem op deze diepten (Figuur

16). Op 30 cm diepte is de P concentratie van het poriewater relatief laag. Dit komt omdat in de toplaag

van de bodems veel geoxideerd ijzer aanwezig is waaraan fosfor goed bindt. Hierdoor is fosfor relatief

immobiel in de toplaag van de veenbodems. Wel zien we dat bij dalende waterpeilen de

fosforconcentratie op 30 cm diepte afneemt en dat deze bij hogere waterstanden toeneemt. In sommige

percelen is dit duidelijker te zien dan in andere. Dit komt omdat onder geoxideerde condities er meer

ijzer in geoxideerde vorm aanwezig is waardoor het fosfaat beter wordt geïmmobiliseerd. Op 60 cm

diepte volgt het verloop van de fosforconcentratie min of meer het verloop van ijzerconcentratie.

Wanneer ijzer wordt geoxideerd neemt de mobiliteit van fosfor af en wanneer ijzer wordt gereduceerd

neemt de mobiliteit van fosfor toe. Als gevolg van de diep uitzakkende waterstanden in 2015 wordt hier

het gereduceerd ijzer geoxideerd tot slecht oplosbare ijzer(III)hydroxides, waaraan fosfor goed

gebonden wordt. De fosforbeschikbaarheid neemt hierdoor af. Opvallend is dat na de zeer droge

periode in 2015 de fosforconcentraties op 60 cm diepte in veel percelen lager blijven dan voor de droge

periode. Dit hangt samen met de oxidatie van ijzersulfides (o.a. pyriet) in de bodem. Als gevolg van de


oxidatie van ijzersulfide is er niet alleen veel sulfaat vrijgekomen maar is er ook veel geoxideerd ijzer

ontstaan (zie reacties 1 en 2). Hierdoor wordt na de stijging van de grondwaterstanden het fosfaat nog

relatief goed gebonden aan de nieuw gevormde ijzer(hydr)oxides. Deze ijzer(hydr)oxides zullen

geleidelijk aan weer worden gereduceerd waardoor het fosfaat weer vrij zal komen. Dat er geoxideerd

ijzer wordt gevormd door oxidatie van ijzersulfides blijkt ook uit het feit dat na stijging van de

grondwaterstanden in een aantal percelen de ijzerconcentraties tijdelijk kunnen oplopen tot waardes

die veel hoger zijn dan voor het uitzakken van de waterstanden.

Ammonium komt vrij bij de afbraak van organisch materiaal en accumuleert in het poriewater.

Wanneer het in contact komt met zuurstof kan het worden geoxideerd tot nitraat (nitrificatie). Het

nitraat kan in de anaërobe onderwaterbodems weer worden genitrificeerd tot stikstofgas (N2) of lachgas

(N2O) waarna het verdwijnt uit het systeem. De ammoniumconcentratie is relatief constant op een

diepte 1 meter onder maaiveld. Op deze diepte heersen jaarrond zuurstofarme condities waardoor hier

nauwelijks oxidatie plaatsvindt van ammonium. In 2014 is ook op 60 diepte de ammoniumconcentratie

constant hoog maar in 2015 vindt er als gevolg van het dieper uitzakken van de grondwaterstanden ook

oxidatie plaats van ammonium op een diepte van 60 cm, waardoor de concentraties hier afnemen. Na

het stijgen van de grondwaterstanden blijven de ammoniumconcentratie in de meeste percelen, tot aan

het einde van de meetperiode, lager dan voor het uitzakken van de grondwaterstanden.

Op 30 cm diepte is de ammoniumconcentratie hoger bij hoge waterpeilen en neemt af vanaf het

moment dat de waterpeilen dalen. Aan het einde van het jaar zien we de ammoniumconcentratie als

gevolg van de hogere grondwaterstanden weer stijgen. Bij een lager grondwaterpeil wordt het

ammonium geoxideerd tot nitraat. Opvallend is dat deze afname van de ammoniumconcentratie in

2014 maar in beperkte mate samengaat met een toename van de nitraatconcentratie. Dit duidt erop dat

het nitraat in diepere nog anaerobe delen van de bodem wordt gereduceerd tot stikstofgas

(denitrificatie) of dat het nitraat wordt opgenomen door diepe wortels van de vegetatie. In 2015 zakt de

grondwaterstand veel dieper uit en we zien dat met name na een aantal regenbuien vanaf eind juli de

nitraatconcentratie op 30 cm in een aantal percelen tijdelijk erg hoog oplopen. Het gaat hierbij met

name om percelen die bemest zijn met stikstof. Het kan hierbij gaan om uitspoeling van nitraat vanuit

de toplaag maar ook om stikstof dat vrijkomt uit de mineralisatie van veen op 30 cm diepte, Dit veen is

in 2015 als gevolg van de langdurige diep uitzakkende waterstanden in veel sterkere mate geoxideerd

dan in 2014. Onder te droge omstandigheden wordt de mineralisatie van stikstof echter geremd maar

na een aantal regenbuien kan de bodem vochtig genoeg worden om de stikstofmineralisatie weer op

gang te brengen.

Opvallend is dat er maar weinig duidelijke verschillen zijn die samen lijken te hangen met de

verschillende slootwaterpeilen, of het al dan niet bemesten met stikstof. Met name het verloop van de

ijzer- en de fosforconcentraties op 60 cm diepte lijkt beïnvloed te worden door de wat dieper

uitzakkende grondwaterstanden in de percelen met een permanent laag slootwaterpeil. De

verschillende tussen de percelen worden met name beïnvloed door lokale bodemcondities en

grondwaterstanden. Uiteraard zijn deze direct bepalend voor de poriewaterkwaliteit en niet de

gehanteerde slootwaterpeilregime. De grondwaterstanden in de proefvakken worden primair beïnvloed

door neerslag en verdamping.

5.2.4 Drainage

In de Figuur 24 worden de resultaten gegeven van de analyses die werden uitgevoerd aan het water in

de onderwaterdrains. De onderwaterdrains voeren water aan vanuit de sloot naar de percelen zolang

het waterpeil in de sloten hoger staat dan de grondwaterstand in de percelen. Wanneer de

grondwaterstand in de percelen hoger staat dan de slootwaterstand zullen de drains water afvoeren van

de percelen naar de sloot. Voor de drain van locatie 7 zien we dat er in 2014 pieken optreden in de

calcium-, magnesium- en sulfaatconcentratie. Deze pieken vallen samen met periodes waarin de


Figuur 24. Het verloop van de sulfaat, calcium-, magnesium-, nitraat-, fosfor- en ammoniumconcentratie in

bemonsterde onderwaterdrainagebuizen van proefvak 7 en proefvak 8. In de grafiek wordt ook het verloop van de

waterkwaliteit geven voor de sloot waarin de drains uitkomen. De concentraties worden gegeven in µmol per liter

water.

waterstanden als gevolg van neerslag in de percelen stegen en het waterpeil in de sloten werd verlaagd

om water uit de percelen versneld af te voeren (zie Figuur 7, hydrologie). De concentraties sulfaat,

calcium en magnesium, zijn veel hoger in het perceel dan in de sloot. De toenames van de concentraties

in deze drain in 2014 laten dan ook zien dat de drain daadwerkelijk water uit het perceel afvoert. In de

0

500

1000

1500

2000

2500

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

SO

42-(µ

mol/L

)Drain plot 7

Drain plot 8

Sloot

0

250

500

750

1000

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

Mg (

µm

ol/L

)

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

Ca (

µm

ol/L

)

0

50

100

150

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

NO

3-(µ

mo

l/L

)

0

5

10

15

20

25

30

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

P (

µm

ol/L

)

0

50

100

150

200

apr-1

4

jun-1

4

aug-1

4

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

NH

4+

(µm

ol/L

)

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

Fe (

µm

ol/L

)

0

50

100

150

200

250

300

350

400

apr-1

4

jun-1

4

aug-1

4

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

K (

µm

ol/L

)


drain bij perceel 8 zien we deze pieken niet terug. Dit suggereert mogelijk dat deze drain in 2014

minder goed functioneert.

In 2015 wordt het waterpeil in de sloot tot begin mei en vanaf begin september lager gehouden dan het

waterpeil in het perceel waardoor de drains in deze periode water afvoeren vanuit de percelen naar de

sloot. Tussen begin mei en begin september wordt het waterpeil in de sloot opgezet waardoor de drains

dan netto water vanuit de sloot aanvoeren naar het perceel. We zien dit in 2015 duidelijke terug in de

drains. Tussen mei en september 2015 zijn de sulfaat en de ammoniumconcentraties in de drains veel

lager omdat er veel minder sulfaat en ammoniumrijk water uit de sloten de drains in loopt. Eenzelfde

patroon zien we voor ijzer en kalium. Daarvoor en daarna zijn de sulfaat-, ijzer kalium en

ammoniumconcentraties hoger omdat de drains dan juist netto water afvoeren uit de percelen.

Sommige pieken in het oppervlaktewater vallen ook samen met pieken in de drains.

Opvallend is dat de ammonium- en fosforconcentraties van het water in de drains altijd hoger zijn dan

de concentraties die worden gemeten in het slootwater, ook wanneer er water vanuit de sloten in de

percelen infiltreert via de drains Een mogelijke verklaring hiervoor is dat de buizen deels zijn gevuld

met veen/bagger. De ammonium en fosforconcentratie in de buizen wordt dan mede bepaald door de

uitwisseling tussen het veen/bagger in de buis en het hierin aanwezig water. Dit zou ook kunnen

verklaren waarom de sulfaatconcentraties in de drainage buizen vaak lager zijn dan de concentraties in

het slootwater. Reductie van sulfaat tot sulfide in de buizen kan leiden tot lagere sulfaatconcentraties

en tevens tot verhoogde ammonium- en fosfaatconcentraties.

We zien dat in de periode dat de buizen in 2015 water afvoeren van de percelen er sprake is van een

duidelijke toename van de sulfaatconcentratie van het slootwater. Ook voor ijzer, kalium calcium em

magnesium zien we, zei het meestal minder sterk, een toename van de concentraties in de sloten vanaf

september. De fosforconcentratie in het slootwater neemt vanaf september 2015 af terwijl de

uitspoeling via de drains juist hoger moet zijn. Dit heeft mogelijk te maken met de gelijktijdige toename

van de uitspoeling van ijzer via de drains. De aanvoer van ijzer naar de zuurstofhoudende sloot leidt tot

de vorming van ijzer(hydr)oxides in het oppervlaktewater. Deze ijzer(hydr)oxides binden opgelost

fosfaat in de waterlaag en zakken uit naar de bodem omdat ze slecht oplosbaar zijn. Ook de

ammonium- en nitraatconcentraties in de waterlaag nemen niet toe ondanks dat er sprake moet zijn

van aanvoer via de drains, waarschijnlijk als gevolg van gekoppelde nitrificatie/denitrificatie in het

watersysteem.

5.2.5 Oppervlaktewater

In de Figuur 25 en Figuur 26 worden de resultaten gegeven van de analyses die werden uitgevoerd aan

het oppervlaktewater uit de sloten. De sloot met een permanent laag waterpeil heeft jaarrond een lager

waterpeil dan de grondwaterpeilen in de percelen (gemiddeld 57 cm onder maaiveld). Het verloop van

de sulfaat-, calcium- en magnesiumconcentraties van het slootwater laten hetzelfde patroon zien. Dit

kan verklaart worden door uitspoeling van water uit de percelen waarin sulfaat, calcium en magnesium

als gevolg van de veenoxidatieprocessen in equivalente hoeveelheden voorkomen (zie Figuur 25). De

daling van de concentraties in de zomer, heeft te deels te maken met de inlaat van oppervlaktewater,

dat armer is aan deze ionen. De concentraties blijven vervolgens ook laag in de zomer periode omdat in

deze droge periode de uitspoeling vanuit de percelen veel lager is. In Figuur 26, wordt het stijghoogte

verschil (dH) tussen de sloot en de grondwaterstanden in het perceel (gemeten in de diverreeksen),

gegeven. We zien dat voor de sloot met een laag waterpeil er gedurende het overgrote deel van het jaar

sprake is van hogere waterstanden in de percelen dan in de sloot (dH >0). Het verloop van de

sulfaatconcentratie volgt mooi het verloop van de dH. Dit laat zien dat er bij een positief

stijghoogteverschil sulfaatrijk water uitspoelt naar de sloten. Tussen begin juni en half augustus 2015

staat het waterpeil in de percelen lager dan het slootpeil. Er vindt in deze periode dan ook geen

uitspoeling plaats van sulfaat en de concentraties in het slootwater nemen zeer sterk af. Deze afname

wordt versterkt door reductie van sulfaat in de onderwaterbodems, die fors is in de warme

zomermaanden. Wanneer de waterpeilen in het perceel in de zomer weer stijgt tot boven het


slootwaterpeil stijgt de sulfaatconcentratie in het slootwater weer sterk als gevolg van de uitspoeling uit

de percelen.

In de sloten met een dynamisch (fluctuerend tussen 16 en 43 cm onder maaiveld) en permanent hoog

waterpeil (gemiddeld 22 cm onder maaiveld) zijn de sulfaat-, calcium- en magnesiumconcentraties

jaarrond veel lager. Hier vindt minder uitspoeling naar de sloten plaats vanuit de percelen en ook is het

volume aan oppervlaktewater voor deze sloten veel groter. Voor deze sloten is, met name in de zomer

van 2015, er voor een langere periode sprake van een situatie waarbij de waterpeilen in de sloten hoger

staan dan in de percelen. Daarnaast is in natte periodes het verschil tussen de waterstanden in de

percelen en de waterstanden in de sloten ook kleiner (lagere dH). Hierdoor vindt er ook minder

uitspoeling plaats van sulfaat uit de percelen zoals ook duidelijk te zien is in de resultaten.

0

1000

2000

3000

apr-1

4

jun-1

4

aug-1

4

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug-1

5

okt-1

5

dec-1

5

Ca

(µ

mo

l/L

)

Sloot laag peil

Sloot dynamisch peil

Sloot hoog peil

0

200

400

600

800

1000

1200a

pr-1

4

jun

-14

aug-1

4

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun

-15

aug-1

5

okt-1

5

dec-1

5

Mg

(µm

ol/L

)

0

500

1000

1500

2000

2500

ap

r-14

jun

-14

au

g-1

4

okt-1

4

de

c-1

4

feb

-15

ap

r-15

jun

-15

aug-1

5

okt-1

5

de

c-1

5

Na

(µ

mo

l/L

)

0

1000

2000

3000

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

Cl (

µm

ol/L

)

0

500

1000

1500

2000

apr-1

4

jun-1

4

aug-1

4

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug-1

5

okt-1

5

dec-1

5

SO

42-

(µm

ol/L

)

0

1000

2000

3000

4000

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

HC

O3-

(µm

ol/L

)


Figuur 25. Het verloop van de totaal-P- ortho-P-, ammonium- en nitraatconcentraties in de sloten die grensen aan

de proefvakken met een permanent laag -, permanent hoog – en een dynamische slootwaterpeilbeheer. De

concentraties worden gegeven in µmol per liter water.

Figuur 26. Het verschil tussen de grondwaterstanden in de percelen en de sloot (= dH = grondwaterstand in

perceel – waterstand in sloot) (linksboven) en het verloop van de dH ende sulfaatconcentratie in het

oppervlaktewater van de sloten (laag waterpeil, dynamisch waterpeil en hoog waterpeil).

0

5

10

15

20

25

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

jan-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

feb-1

6

tota

al-P

(µ

mo

l/L

)Sloot laag peil


Sloot hoog peil

0

2

4

6

8

10

12

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

jan-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

feb-1

6

ort

ho

-P (µ

mo

l/L

)

0

100

200

300

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

jan-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug-1

5

okt-1

5

dec-1

5

feb-1

6

NH

4+

(µm

ol/L

)

0

50

100

150apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

jan-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

feb-1

6

NO

3-

(µm

ol/L

)

-60

-40

-20

0

20

40

60

80

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

dH

(cm

)

Sloot laag peil


Sloot hoog peil

-30

-20

-10

0

10

20

30

40

50

60

70

0

500

1000

1500

2000

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

d H

(cm

)

SO

42-

(µm

ol/L

)

Sloot laag peil

d H

-60

-40

-20

0

20

40

60

0

500

1000

1500

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

d H

(cm

)

SO

42-

(µm

ol/L

)


d H

-60

-50

-40

-30

-20

-10

0

10

20

30

40

0

500

1000

apr-1

4

jun-1

4

aug

-14

okt-1

4

dec-1

4

feb-1

5

apr-1

5

jun-1

5

aug

-15

okt-1

5

dec-1

5

d H

(cm

)

SO

42-

(µm

ol/L

)

Sloot hoog peil

d H


In 2015 zien we dat na de zomer de sulfaatconcentraties in de sloten met een dynamisch en een

permanent hoog waterpeil hoger oplopen dan in in 2014, Dit terwijl de dH niet duidelijk anders is

(figuur x). Dit kan worden verklaard doordat er in 2015 als gevolg van de veel dieper uitzakkende

grondwaterstanden er door oxidatie veel meer sulfaat is vrijgekomen in de percelen waardoor de

belasting van de sloten ook hoger is. Ook is mogelijk de uitspoeling vanuit de oevers hoger geweest in

2015. De bicarbonaatconcentratie is lager in de sloot met een hoog waterpeil dan in de andere sloten.

Dit komt omdat in deze sloot meer regenwater wordt vastgehouden in de natte periode. Hierdoor stijgt

ook de bicarbonaatconcentratie in deze sloot in de periode waarin bicarbonaatrijk water moet worden

ingelaten om het waterpeil hoog te houden.

De sloot met de hoogste waterstand wordt gekenmerkt door de laagste nutriëntenconcentraties in de

waterlaag. De sloot met het dynamische waterpeil heeft duidelijk de hoogste concentraties aan fosfor-

en ortho-fosfaat in de waterlaag. Het lijkt er dus op dat door het dynamische waterpeil in combinatie

met de onderwaterdrainage de fosforbelasting van de sloot toeneemt. De fosfaatconcentraties pieken

echter ook op momenten dat het waterpeil in de sloten veel hoger is dan het waterpeil in de percelen.

Dit kan mogelijk deels verklaard worden door de inlaat van fosfaatrijk oppervlakte maar waarschijnlijk

speelt met name ook de nalevering van fosfor uit de onderwaterbodem van de sloot een grote rol. Ook

in de sloot met een laag waterpeil treden regelmatig hoge fosfaatpieken op. In de sloot met een laag

waterpeil worden vaker hoge ammonium- en nitraatconcentraties in het oppervlaktewater gemeten.

Met name in het najaar van 2014 lopen de ammoniumconcentraties op tot zeer hoge waarden. De

sloot met het permanent lage waterpeil wordt waarschijnlijk meer beïnvloed door uitspoeling van

ammonium uit de percelen.

Door een hoog waterpeil te handhaven kan er ook meer regenwater worden vastgehouden waardoor het

water ook minder hard wordt (lagere calcium en bicarbonaatconcentraties). In de sloot met het hoogste

waterpeil groeit Krabbescheer. Dit komt goed overeen met de gemeten waterkwaliteit: matig

voedselrijk, met een niet te hoge waterhardheid en sulfaatconcentratie. Een hoge sulfaatbelasting van

het oppervlakteater is niet gunstig. In tegenstelling tot de landbodem zijn de onderwaterbodems

permanent waterverzadigd en hierdoor nagenoeg zuurstofloos. In de meeste gevallen zijn in permanent

anaërobe organische bodems andere elektronenacceptoren (zuurstof, nitraat, en driewaardig ijzer) in

onvoldoende mate aanwezig, waardoor sulfaat in deze bodems fungeert als alternatieve

elektronenacceptor in plaats van zuurstof. Hierdoor wordt de afbraak van organisch materiaal versneld.

De sulfaatbelasting van een watersysteem zal dan ook in belangrijke mate bijdragen aan de afbraak van

organisch materiaal in de anaërobe onderwaterbodem. Bij deze afbraak komen nutriënten vrij in de

vorm van fosfaat en ammonium, en wordt ook sulfide gevormd. Het vrij sulfide bindt aan ijzer dat

aanwezig is in de onderwaterbodem, waardoor de mobiliteit van ijzer afneemt, en tevens de binding

van fosfor aan ijzer(hydr)oxiden verminderd wordt (Lamers et al. , 1998; Smolders et al., 2006).

Naarmate een groter deel van het ijzer in de bodem gebonden is aan sulfide zal de ijzerconcentratie van

het bodemwater dalen. Ook zal er minder fosfaat gebonden kunnen worden in de bodem, waardoor de

fosfaatconcentratie in het bodemwater van de onderwaterbodem stijgt (Smolders et al., 1993; Smolders

et al., 2006). Uiteindelijk kan er ook sulfide ophopen in de onderwaterbodem. Dit sulfide is giftig voor

vele wortelende waterplanten (Lamers et al., 1998; 2013). Sulfaatreductie leidt ook tot een stijging van

de alkaliniteit (bicarbonaatconcentratie) van het water.

5.2.6 Nutriëntenbeschikbaarheid in de toplaag

In de Figuur 27 t/m Figuur 29 worden de resultaten gegeven van de bodemanalyses van de

toplaagmonsters die wekelijks werden verzameld. Er treden grote verschillen op tussen de

verschillende percelen. De toplaag van de bodems is duidelijk droger voor de proefvakken 7 en 8, de

percelen met een dynamisch peilbeheer. Zoals verwacht zijn de bodems het vochtigst voor het proefvak

met de hoogste grondwaterstand. De bodems van de percelen grenzend aan een sloot met een

permanent lage slootwaterstand zijn echter maar een beetje droger. De verschillen in de

bodemvochtigheid van de toplaag hangen vooral samen met de verschillen in organisch stofgehalte van


de bodems. De bodem uit de proefvakken 7 en 8, hebben duidelijk een lager organisch stofgehalte

waardoor deze bodems ook minder goed in staat zijn om vocht vast te houden.

Figuur 27. Het verloop van de nitraatbeschikbaarheid in de toplaag van de verschillende proefvakken. N0 staat

voor het proefvak dat niet bemest werd met stikstof en N1 voor het proefvak dat wel bemest werd met stikstof. De

concentraties worden gegeven in µmol per liter poriewater.

30

40

50

60

70

0

2500

5000

7500

ap

r-1

4

jun-1

4

au

g-1

4

okt-

14

de

c-1

4

feb

-15

ap

r-1

5

jun-1

5

au

g-1

5

okt-

15

de

c-1

5

Vo

ch

tge

ha

lte

(%

)

NO

3-(µ

mo

l/L

)

Plot 3: Laag Peil

30

40

50

60

70

0

2500

5000

7500

ap

r-1

4

jun-1

4

au

g-1

4

okt-

14

de

c-1

4

feb-1

5

ap

r-1

5

jun-1

5

au

g-1

5

okt-

15

de

c-1

5

Vo

ch

tge

ha

lte

(%

)

NO

3-(µ

mo

l/L

)

Plot 7: Flexibel Peil

30

40

50

60

70

0

2500

5000

7500

ap

r-1

4

jun-1

4

au

g-1

4

okt-

14

de

c-1

4

feb

-15

ap

r-1

5

jun-1

5

au

g-1

5

okt-

15

de

c-1

5

Vo

ch

tge

ha

lte

(%

)

NO

3-(µ

mo

l/L

)

Plot 2: Laag Peil

0-10cm N0 0-10 cm N1

Vocht N0 Vocht N1

30

40

50

60

70

0

2500

5000

7500

ap

r-1

4

jun-1

4

au

g-1

4

okt-

14

de

c-1

4

feb-1

5

ap

r-1

5

jun-1

5

au

g-1

5

okt-

15

de

c-1

5

Vo

ch

tge

ha

lte

(%

)

NO

3-(µ

mo

l/L

)


30

40

50

60

70

0

2500

5000

7500

ap

r-1

4

jun-1

4

au

g-1

4

okt-

14

de

c-1

4

feb

-15

ap

r-1

5

jun-1

5

au

g-1

5

okt-

15

de

c-1

5

Vo

ch

tge

ha

lte

(%

)

NO

3-(µ

mo

l/L

)

Plot 13: Hoog Peil


Figuur 28 Het verloop van de fosforbeschikbaarheid in de toplaag van de verschillende proefvakken. N0 staat

voor het proefvak dat niet bemest werd met stikstof en N1 voor het proefvak dat wel bemest werd met stikstof. De

concentraties worden gegeven in µmol per liter poriewater.

30

40

50

60

70

0

10

20

30

ap

r-1

4

jun-1

4

au

g-1

4

okt-

14

de

c-1

4

feb-1

5

ap

r-1

5

jun-1

5

au

g-1

5

okt-

15

de

c-1

5

Vo

ch

tge

ha

lte

(%

)

P (

µm

ol/

L)

Plot 3: Laag Peil

30

40

50

60

70

0

10

20

30

ap

r-1

4

jun-1

4

au

g-1

4

okt-

14

de

c-1

4

feb-1

5

ap

r-1

5

jun-1

5

au

g-1

5

okt-

15

de

c-1

5

Vo

ch

tge

ha

lte

(%

)

P (

µm

ol/

L)


30

40

50

60

70

0

10

20

30

ap

r-1

4

jun-1

4

au

g-1

4

okt-

14

de

c-1

4

feb-1

5

ap

r-1

5

jun-1

5

au

g-1

5

okt-

15

de

c-1

5

Vo

ch

tge

ha

lte

(%

)

P (

µm

ol/

L)

Plot 2: Laag Peil

0-10cm N0 0-10 cm N1

Vocht N0 Vocht N1

30

40

50

60

70

0

10

20

30

ap

r-1

4

jun-1

4

au

g-1

4

okt-

14

de

c-1

4

feb-1

5

ap

r-1

5

jun-1

5

au

g-1

5

okt-

15

de

c-1

5

Vo

ch

tge

ha

lte

(%

)

P (

µm

ol/

L)


30

40

50

60

70

0

10

20

30

ap

r-1

4

jun-1

4

au

g-1

4

okt-

14

de

c-1

4

feb-1

5

ap

r-1

5

jun-1

5

au

g-1

5

okt-

15

de

c-1

5

Vo

ch

tge

ha

lte

(%

)

P (

µm

ol/

L)

Plot 13: Hoog Peil


Figuur 29. Het verloop van de ammoniumbeschikbaarheid in de toplaag van de verschillende proefvakken. N0

staat voor het proefvak dat niet bemest werd met stikstof en N1 voor het proefvak dat wel bemest werd met

stikstof. De concentraties worden gegeven in µmol per liter poriewater.

Het vochtgehalte laat een duidelijke variatie zien in de loop van de tijd. Tussen half juni en eind juli

2014 is er sprake van een zeer droge periode met weinig regenval waarin het vochtgehalte van de

toplaag van de bodems sterk afneemt. Vanaf augustus 2014 neemt het vochtgehalte van de toplaag van

de bodem geleidelijk toe tot aan het einde van de meetperiode. In 2015 drogen de toplagen van de

bodems veel sterker uit dan in 2014. De vochtgehaltes blijven voor een veel langere periode laag. Helaas

missen we in de herfst van 2015 de bodemanalyses voor een aantal tijdstippen. Door een misverstand

zijn er voor deze data geen bodems verzameld door het VIC. We zien voor vrijwel alle percelen dat de

nitraatconcentratie in de toplaag van de bodems afneemt in de periodes met een verlaagd vochtgehalte

van de bodem. Vanaf augustus 2014 neemt het vochtgehalte van de bodem sterk toe en we zien dat dit

30

40

50

60

70

0

1000

2000

3000

ap

r-1

4

jun-1

4

au

g-1

4

okt-

14

de

c-1

4

feb-1

5

ap

r-1

5

jun-1

5

au

g-1

5

okt-

15

de

c-1

5

Vo

ch

tge

ha

lte

(%

)

NH

4+

(µm

ol/

L)

Plot 3: Laag Peil

30

40

50

60

70

0

1000

2000

3000

ap

r-1

4

jun-1

4

au

g-1

4

okt-

14

de

c-1

4

feb-1

5

ap

r-1

5

jun-1

5

au

g-1

5

okt-

15

de

c-1

5

Vo

ch

tge

ha

lte

(%

)

NH

4+

(µm

ol/

L)


30

40

50

60

70

0

1000

2000

3000

ap

r-1

4

jun-1

4

au

g-1

4

okt-

14

de

c-1

4

feb-1

5

ap

r-1

5

jun-1

5

au

g-1

5

okt-

15

de

c-1

5

Vo

ch

tge

ha

lte

(%

)

NH

4+

(µm

ol/L

)

Plot 2: Laag Peil

0-10cm N0 0-10 cm N1

Vocht N0 Vocht N1

30

40

50

60

70

0

1000

2000

3000

ap

r-1

4

jun-1

4

au

g-1

4

okt-

14

de

c-1

4

feb-1

5

ap

r-1

5

jun-1

5

au

g-1

5

okt-

15

de

c-1

5

Vo

ch

tge

ha

lte

(%

)

NH

4+

(µm

ol/

L)


30

40

50

60

70

0

1000

2000

3000

ap

r-1

4

jun-1

4

au

g-1

4

okt-

14

de

c-1

4

feb-1

5

ap

r-1

5

jun-1

5

au

g-1

5

okt-

15

de

c-1

5

Vo

ch

tge

ha

lte

(%

)

NH

4+

(µm

ol/

L)

Plot 13: Hoog Peil


gepaard gaat met een toename van de nitraatconcentratie in een aantal percelen. Als gevolg van droge

bodemcondities wordt de mineralisatie van stikstof geremd waardoor de concentraties extraheerbaar

stikstof achterblijven. Als gevolg van de veel drogere condities in 2015 is de stikstofbeschikbaarheid in

de zomer van 2015 overwegend lager dan in 2014.

Overigens is het verloop van de nitraatbeschikbaarheid in de proefvakken niet te herleiden tot het

waterpeilbeheer in de sloten. De nitraatbeschikbaarheid van de toplaag van de bodems verschilt vaak

sterk tussen proefvakken met hetzelfde slootpeilbeheer. Ook wordt in proefvakken die bemest worden

met stikstof niet altijd een hogere nitraatbeschikbaarheid in de toplaag gemeten.

De stikstofconcentraties in de grassen zijn consequent hoger in de proefvakken die bemest werden met

stikstof. Opvallend is echter dat de nitraatconcentraties in de bodems niet consequent hoger zijn in de

met stikstofbehandelde proefvakken. Alleen voor perceel3 was dit duidelijk wel het geval in 2014. Door

de grassen wordt het opgebrachte stikstof gemakkelijk opgenomen met de wortels waardoor de

stikstofgift blijkbaar niet in de bodem wordt terug gemeten.

Figuur 30. Het % stikstof in het gras (links) en de totale stikstof opbrengst per hectare (onder), uitgezet tegen de

totale gewasopbrengst voor de verschillende snedes in 2o14 en 2015. N0 staat voor proefvakken die niet bemest

werden met stikstof en N1 voor proefvakken die wel bemest werden met stikstof.

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

4,5

0 1000 2000 3000 4000 5000 6000

% N

Gewas opbrengst (kg ds/ha)

2015

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

4,5

0 1000 2000 3000 4000 5000 6000

% N


Snede 1

Snede 2

Snede 3

Snede 4

Snede 5

N Snede 1

N Snede 2

N Snede 3

N Snede 4

N Snede 5

2014

0

20

40

60

80

100

120

140

0 1000 2000 3000 4000 5000 6000

N o

pb

ren

gst

(kg

/ha)


2014

0

20

40

60

80

100

120

140

0 1000 2000 3000 4000 5000 6000

N o

pb

ren

gst

(kg

/ha)


2015


Figuur 31. Het % fosfor in het gras (boven) en de totale fosforopbrengst per hectare (onder), uitgezet tegen de

totale gewasopbrengst voor de verschillende snedes in 2014 en 2015. N0 staat voor proefvakken die niet bemest

werden met stikstof en N1 voor proefvakken die wel bemest werden met stikstof.

Op 25 juli 2014, aan het einde van de droge periode, werd snede 3 geoogst. De gewasopbrengst bleef

sterk achter bij de opbrengsten bij de snede 1, 2 en 4 (hoofdstuk 6). Alleen bij de laatste snede (aan het

einde van het groeiseizoen) was de opbrengt nog lager. Deze lagere opbrengt hangt zeer waarschijnlijk

samen met de droge bodemcondities in juni en juli. Het stikstofgehalte van de grassen was relatief

hoog, maar de totale hoeveelheid stikstof die werd afgevoerd via de oogst was juist laag. Het is dus niet

waarschijnlijk dat de lagere nitraatbeschikbaarheid in de bodem werd veroorzaakt door de verhoogde

opname van stikstof door de grassen in deze periode. Deze lijkt veeleer samen te hangen met de

drogere bodemcondities waardoor de mineralisatie van organische materiaal afneemt.

Opvallend is dat de gewasopbrengsten in 2015 ondanks de drogere omstandigheden in de toplaag van

de bodem niet achterblijven ten opzichte van 2014. In de percelen die met stikstof werden bemest

(Figuur 34) zijn de opbrengsten in de verschillende snedes zelfs hoger. Wel blijven de

stikstofconcentraties in de grassen en hiermee ook de stikstofopbrengsten in de niet met N bemeste

percelen in 2016 veel sterker achter ten opzichte van de met N bemeste percelen. Dit heeft mogelijk met

de achterblijvende mineralisatie te maken waardoor in de controlepercelen zonder stikstof bemesting

de stikstofbeschikbaarheid achterbleef. Ook is het mogelijk dat er sprake is van een na-ijleffect. De

percelen zonder stikstofbemesting hebben namelijk in 2013 nog wel stikstof ontvangen, waardoor het

verschil in stikstofbeschikbaarheid mogelijk sterker is geweest in 2015 dan in 2014. Dit alles laat in

ieder geval zien dat de gemeten stikstofconcentraties in de toplaag van de bodems niet direct vertaald

kan worden naar gewasopbrengsten of naar stikstofconcentraties in de grassen. In de toplaag van de

bodems wordt in principe de resultante gemeten van een toename van stikstof door mineralisatie en

0,20

0,25

0,30

0,35

0,40

0,45

0,50

0,55

0 1000 2000 3000 4000 5000 6000

% P


Snede 1

Snede 2

Snede 3

Snede 4

Snede 5

N Snede 1

N Snede 2

N Snede 3

N Snede 4

N Snede 5

2014

0,20

0,25

0,30

0,35

0,40

0,45

0,50

0,55

0 1000 2000 3000 4000 5000 6000

% P


2015

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

0 1000 2000 3000 4000 5000 6000

P o

pb

ren

gs

t (k

g/h

a)


2014

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

0 1000 2000 3000 4000 5000 6000

P o

pb

ren

gs

t (

kg

/ha

)


2015


een opname van stikstof door plantenwortels. Hierdoor kan de beschikbaarheid van stikstof groter of

kleiner zijn geweest dan de gemeten concentraties doen vermoeden. Ook het feit dat de

stikstofbemesting niet eenduidig terug te meten is in de anorganische stikstofconcentraties in de

toplaag duidt hier op.

Opvallend is verder dat de fosforconcentraties in de grassen lager zijn in 2015 dan in 2014. Voor een

aantal snedes zou dit kunnen worden verklaard door een hogere gewasopbrengst. Maar er kan ook

sprake zijn geweest van een verminderde benutting van het via de bemesting toegediende fosfor. Onder

drogere omstandigheden kan dit fosfor sneller binden aan ijzer(hydr)oxides in de bodems waardoor de

planten minder tijd hebben om het op te nemen. Dit zou kunnen verklaren waarom de extraheerbare P

concentraties in de zomer van 2015 hoger waren dan in 2014. Dit aan de bodem gebonden fosfaat kan

pas na desorptie in het poriewater worden opgenomen door de planten. Het is dan ook mogelijk dat de

planten minder fosfaat kunnen opnemen onder droge omstandigheden omdat de totale pool van in het

poriewater opgelost fosfor veel lager is.


6 Grasopbrengsten

6.1 Meetplan

Op de proefpercelen is voor het bepalen van de grasopbrengsten per perceel een proefveld aangelegd

waarvan per snede de opbrengsten zijn bepaald door middel van maaien. Op elk proefveld lagen vier

maaistroken, waarvan volgens loting twee stroken wel met stikstof werden bemest en twee stroken niet

met stikstof werden bemest. Het gras werd vers gewogen, gedroogd en terug gewogen om het droge

stofgehalte van het gras te bepalen. Op de proefpercelen met dynamisch peilbeheer lagen de

proefveldjes op zowel de gedraineerde als de ongedraineerde gedeelten van het perceel en op de

percelen met een vast laag en een vast hoog peil lagen de proefveldjes vanuit kosten overwegingen

alleen op de ongedraineerde gedeelten. De eerste snede werd gemaaid bij een opbrengstniveau van

3000-3500 kg droge stof per ha. De daarop volgende snede werden volgens een maairegime van om de

vijf à zes weken maaien geoogst. De grasopbrengsten maakten geen deel uit van de initiële opzet van

het project maar is op eigen kosten van het uitvoerende consortium uitgevoerd. Een statistische analyse

kon niet worden uitgevoerd omdat de proef niet gebalanceerd was en omdat het aantal herhalingen te

klein was. Het geeft wel inzicht in de opbrengst in relatie tot nutriënten.

Om de effecten op stikstoflevering en stikstofbenutting te kwantificeren zijn twee bemestingsniveaus

gehanteerd, namelijk geen stikstofbemesting (N0) en stikstofbemesting volgens praktijkniveau (N1).

Voor de N1 velden werd een stikstofbemestingsniveau gehanteerd van 225 kg N per ha, De N0-velden

kregen geen N toegediend. Alle velden kregen wel fosfaat (P2O5) en kali (K2O) toegediend. De

bemestingshoeveelheden N, P2O5 en K2O staan in Tabel 3. De overige perceelsoppervlakte werd

bemest conform de praktijk met zowel drijfmest als kunstmest.

Tabel 3. Snedezwaarte en bemestingshoeveelheden N, P2O5 en K2O per proefperceel

Snede 1 2 3 4 5 totaal

N (kg per ha) 80 50 40 40 - 210

P2O5 (kg per ha) 45 30 30 30 - 135

K2O (kg per ha) 100 100 100 100 - 400

6.2 Resultaten

6.2.1 Droge stofopbrengst

In 2014 en 2015 werden op de proefveldjes 5 sneden gras geoogst op de volgende data:

2014 2015

Snede 1 2-5-2014 15-5-2015

Snede 2 16-6-2014 26-6-2015

Snede 3 24-7-2014 27-7-2015

Snede 4 5-9-2014 9-9-2015

Snede 5 14-10-2014 13-10-2015


De gemiddelde droge stofopbrengst per onderzoeksobject staat in Tabel 4. Daarbij is onderscheid

gemaakt in jaar, peilregime en de subbehandelingen wel of geen stikstofbemesting en wel of geen

onderwaterdrains. In Bijlage 4 staan per jaar de droge stofopbrengsten uitgesplitst per peilregime, per

perceel, per subbehandeling per snede en totaal.

Tabel 4. Grasopbrengst (kg ds.ha-1) per behandeling (N0: geen N-bemesting, N1: wel N-bemesting), per snede en

totaal. Het verschil tussen wel en geen drains is alleen bepaald bij Dynamisch peil

Behandeling Snede 2014 Totaal Snede 2015 Totaal

1 2 3 4 5 1 2 3 4 5

Vast laag 3.7 3.1 1.8 2.2 0.8 11.7 3.6 2.7 2.0 2.3 1.5 12.1

Vast hoog 3.4 2.9 1.6 2.7 1.0 11.6 4.7 2.4 2.2 2.2 1.5 13.0

Dynamisch 3.4 3.2 1.8 2.5 1.1 12.0 4.3 2.7 2.1 2.5 1.3 12.9

N0 2.8 2.8 1.7 2.4 1.0 10.7 3.3 2.1 1.9 2.0 1.4 10.8

N1 4.1 3.5 1.9 2.5 1.0 13.1 5.0 3.1 2.3 2.8 1.4 14.6

Geen drains (C) 3.6 3.1 1.8 2.5 1.0 12.0 4.1 2.7 2.0 2.4 1.4 12.6

Drains (D) 3.0 3.1 1.9 2.4 1.1 11.5 4.2 2.6 2.3 2.5 1.3 12.9

Volgens verwachting waren de opbrengsten bij wel stikstofbemesting aanzienlijk hoger dan bij niet

stikstofbemesting, aangezien stikstof een belangrijke groeifactor is. De verschillen tussen peilregimes

en wel of geen drains waren veel kleiner en over de jaren heen niet eenduidig Het verschil tussen

peilregimes en wel of geen drains is veel kleiner en zijn niet eenduidig. Opvalt dat er jaarverschillen

zijn:

1. De opbrengst van Vast laag peil was in 2015 duidelijk lager dan die van de beide andere

peilregimes door een lagere opbrengst van de eerste snede. In 2014 had Vast laag peil

daarentegen de hoogste opbrengst in de eerste snede. Het grondwaterstandsverloop tussen de

peilregimes was in het vroege voorjaar echter niet zodanig verschillend dat hieruit de

opbrengstverschillen verklaard kunnen worden;

2. De N0 opbrengsten waren in beide jaren nagenoeg gelijk en in 2015 was de N1 opbrengst

aanzienlijk hoger dan in 2014;

3. Onderwaterdrains hadden in 2014 ten opzichte van de ongedraineerde objecten een lagere

droge stofopbrengst, vooral door een lagere opbrengst van de eerste snede, en hadden in 2015

een hogere droge stofopbrengst door een hogere opbrengst van de derde en vierde snede.

Opbrengstverschillen worden veroorzaakt door verschil in natschade, droogteschade, N-levering en N-

benutting uit mest. Verklaringen voor de gevonden opbrengstverschillen zijn echter moeilijk eenduidig

vast te stellen. In Figuur 34 zijn de droge stofopbrengsten op jaarbasis verder uitgesplitst weergegeven

per jaar, per peilregime en per subbehandeling (wel en geen drains en wel en geen stikstofbemesting)

om meer in detail de verschillen tussen de behandelingen te kunnen duiden en te kunnen verklaren.

De stikstof bemeste objecten (N1) laten een duidelijk hogere opbrengst zien dan de niet stikstof

bemeste objecten (N0), conform Tabel 8. Vooral in 2014 was de N0 opbrengst bij dynamisch peil

zonder drains relatief hoog. Dit wordt mogelijk verklaard door extra N-mineralisatie als gevolg van

significant lagere grondwaterstanden (zie verder paragraaf 6.2.3).

In 2015 waren de N1 opbrengsten bij Vast hoog peil relatief hoog en bij Vast laag peil relatief laag. Deze

verschillen hebben mogelijk te maken met de vochtvoorziening; bij Vast hoog peil waren de

grondwaterstand duidelijk hoger dan bij Vast laag peil. Aangezien de behandelingsobjecten voor N0 en

N1 een ander beeld gaven is het moeilijk om een relatie te leggen tussen opbrengst en peilregime en wel

of geen onderwaterdrains. Dit komt mede omdat Vast hoog in enkelvoud is uitgevoerd.


Figuur 34. Grasopbrengst (kg ds.ha-1) op jaarbasis per jaar, per peilregime en per subbehandeling (C: geen

drains, D: onderwaterdrains, N0: geen N-bemesting, N1: wel N-bemesting).

6.2.2 Inhoudstoffen

De resultaten van de geanalyseerde inhoudstoffen staan in Bijlage 5. Voor de belangrijkste nutriënten

stikstof en fosfor zijn de gehalten vertaald naar geoogste hoeveelheden stikstof en fosfaat in kg per ha.

In Tabel 5 staan de gehalten stikstof van het gras per behandeling. In Bijlage 6 staan per jaar de

stikstofgehalten uitgesplitst per peilregime, per perceel, per subbehandeling per snede en totaal.

Tabel 5. Stikstofgehalten (% van de droge stof) per behandeling (N0: geen N-bemesting, N1: wel N-bemesting),

per snede en totaal.


1 2 3 4 5 1 2 3 4 5

Vast laag 2.7 2.0 2.6 2.8 3.7 2.9 2.3 2.5 3.2 2.9 2.5 2.7

Vast hoog 2.3 2.1 3.5 2.8 3.8 2.9 1.8 2.5 3.0 2.7 2.7 2.5

Dynamisch 2.5 2.3 3.4 2.8 3.9 3.0 2.0 2.5 3.0 2.7 2.7 2.6

N0 2.3 2.0 3.1 2.6 3.7 2.8 1.8 2.1 2.7 2.5 2.5 2.3

N1 2.7 2.3 3.2 2.9 3.9 3.1 2.3 2.9 3.4 3.0 2.8 2.9

Geen drains (C) 2.5 2.1 3.1 2.8 3.8 2.9 2.1 2.5 3.1 2.8 2.6 2.6

Drains (D) 2.5 2.3 3.3 2.8 3.9 3.0 2.1 2.5 2.9 2.8 2.9 2.6

Tabel 6. Fosforgehalten (% van de droge stof) per behandeling (N0: geen N-bemesting, N1: wel N-bemesting), per

snede en totaal.


1 2 3 4 5 1 2 3 4 5

Vast laag 0.38 0.35 0.34 0.35 0.41 0.37 0.31 0.29 0.32 0.34 0.36 0.32

Vast hoog 0.35 0.37 0.37 0.38 0.45 0.38 0.27 0.27 0.34 0.37 0.38 0.33

Dynamisch 0.39 0.41 0.42 0.41 0.50 0.43 0.30 0.30 0.35 0.36 0.39 0.34

N0 0.37 0.39 0.43 0.40 0.49 0.42 0.29 0.30 0.36 0.36 0.39 0.34

N1 0.38 0.38 0.35 0.38 0.45 0.39 0.31 0.29 0.33 0.35 0.37 0.33

Geen drains (C) 0.38 0.37 0.37 0.38 0.46 0.39 0.30 0.29 0.34 0.35 0.37 0.33

Drains (D) 0.38 0.41 0.43 0.41 0.49 0.43 0.30 0.31 0.35 0.36 0.39 0.34


Stikstofbemesting leidde tot duidelijk hogere N-gehalten. Daarbij was het verschil tussen N0 en N1 in

2015 groter dan in 2014. Voor peilregime en wel of geen drains waren de verschillen relatief klein.

In

Tabel 6 staan de gehalten fosfor van het gras per behandeling. In Bijlage 7 staan per jaar de

fosforgehalten uitgesplitst per peilregime, per perceel, per subbehandeling per snede en totaal.

In 2014 waren de verschillen in P-gehalte relatief groot en in 2015 relatief klein. Stikstofbemesting

leidde in 2014 tot lagere P-gehalten. De P-gehalten waren in 2014 bij dynamisch peil hoger dan bij de

vaste peilen. Het toepassen van onderwaterdrains leek evenals bij de N-gehalten ook tot hogere P-

gehalten te leiden.

6.2.3 Stikstofopbrengst

De vermenigvuldiging van de droge stofopbrengst met de stikstofgehalten geeft de stikstofopbrengst.

De gemiddelde stikstofopbrengst per onderzoeksobject staat in Tabel 7. Daarbij is evenals bij de droge

stofopbrengst is onderscheid gemaakt in peilregime en de subbehandelingen wel of geen

stikstofbemesting en wel of geen onderwaterdrains. In Bijlage 6 staan per jaar de stikstofopbrengsten

uitgesplitst per peilregime, per perceel, per subbehandeling per snede en totaal.

Tabel 7. Stikstofopbrengst (kg.ha-1) per behandeling (N0: geen N-bemesting, N1: wel N-bemesting), per snede en

totaal.


1 2 3 4 5 1 2 3 4 5

Vast laag 101 63 47 63 31 341 87 68 64 66 39 329

Vast hoog 82 61 58 75 38 341 86 63 67 60 40 335

Dynamisch 84 73 62 70 43 357 90 68 62 70 35 339

N0 67 57 51 63 37 295 61 44 51 51 35 250

N1 110 80 63 75 40 405 116 91 76 84 39 421

Geen drains (C) 93 67 55 70 37 353 88 68 62 66 37 332

Drains (D) 76 73 62 67 42 342 88 68 67 70 38 344

Stikstofbemesting leidde tot hogere droge stofopbrengsten, tot hogere stikstofgehalten en daarmee ook

tot hoger stikstofopbrengsten. Evenals bij droge stofopbrengst waren de verschillen tussen peilregimes

en wel of geen drains veel kleiner en over de jaren heen niet eenduidig. De jaarverschillen die bij de

droge stofopbrengsten zijn aangegeven komen in de stikstofopbrengsten minder naar voren:

1. De opbrengst van Vast laag peil was in 2015 duidelijk lager dan die van de beide andere

peilregimes door een lagere opbrengst van de eerste snede, maar dit komt veel minder in de

stikstofopbrengst tot uiting. In 2014 had Vast laag peil daarentegen de hoogste opbrengst in

de eerste snede en ook de stikstofopbrengst was hoger;

2. De gemiddelde droge stofopbrengsten was voor N0 in beide jaren nagenoeg gelijk, echter de

stikstofopbrengst was in 2014 wel hoger dan in 2015. De N1 opbrengst was in 2015 aanzienlijk

hoger dan in 2014, echter het verschil in stikstofopbrengst is veel geringer;

3. Onderwaterdrains hadden in 2014 ten opzichte van de ongedraineerde objecten zowel een

lagere droge stofopbrengst als een lagere stikstofopbrengst en hadden in 2015 zowel een

hogere droge stofopbrengst als een hogere stikstofopbrengst.

In Figuur 35 zijn de stikstofopbrengsten op jaarbasis verder uitgesplitst per peilregime en per

subbehandeling (wel en geen drains en wel en geen stikstofbemesting).


Figuur 35. Stikstofopbrengst (kg ds.ha-1) op jaarbasis per peilregime en per subbehandeling (C: geen drains, D:

onderwaterdrains, N0: geen N-bemesting, N1: wel N-bemesting).

Evenals bij de droge stofopbrengst (Figuur 34) laten de stikstof bemeste objecten voor de

stikstofopbrengst een duidelijk hogere opbrengst zien dan de niet stikstof bemeste objecten. In 2014

was de N0 stikstofopbrengst bij dynamisch peil zonder drains beduidend hoger dan de N0

stikstofopbrengst bij respectievelijk bij Vast laag peil en Vast hoog peil zonder drains. Ook bij

Dynamisch peil met drains was de N0 stikstofopbrengst lager. Aangezien bij Dynamisch peil de

grondwaterstand in de ongedraineerde situatie in juni-juli het diepst wegzakte, is de verwachting dat

hierdoor meer stikstof uit de bodem door mineralisatie is vrijgekomen. Dit effect kwam in 2015 echter

niet naar voren, terwijl het groeiseizoen tot augustus aanmerkelijk droger was. Wellicht dat hier andere

interacties met vochtbeschikbaarheid en benutting uit mest hebben plaatsgevonden. Hierdoor is op

basis van de betreffende weerjaren en de gebruikte proefpercelen het verschil in stikstofopbrengst

tussen de peilregimes en wel of geen onderwaterdrains niet nader te verklaren.

6.2.4 Fosforopbrengst

De gemiddelde fosforopbrengst per onderzoeksobject staat in Tabel 8. Vergelijkbaar met de droge stof-

en stikstofopbrengst is onderscheid gemaakt in peilregime en de subbehandelingen wel of geen

stikstofbemesting en wel of geen onderwaterdrains. In Bijlage 7 staan per jaar de fosforopbrengsten

verder uitgesplitst per peilregime, per perceel, per subbehandeling per snede en totaal.

Stikstofbemesting leidde in beide jaren tot hogere droge stofopbrengsten, tot lagere fosforgehalten en

tot hogere fosforopbrengsten. In 2014 was bij dynamisch peil was de fosforopbrengst beduidend hoger

Tabel 8. Fosforopbrengst (kg.ha-1) per behandeling (N0: geen N-bemesting, N1: wel N-bemesting), per snede en

totaal.


1 2 3 4 5 1 2 3 4 5

Vast laag 14 11 6 8 3 43 11 8 6 8 5 39

Vast hoog 12 11 6 10 4 44 13 7 7 8 6 42

Dynamisch 13 13 7 11 6 51 13 8 7 9 5 44

N0 11 11 7 10 5 44 9 6 7 7 5 37

N1 16 13 7 10 5 51 15 9 7 10 5 48

Geen drains (C) 14 12 7 10 5 47 12 8 7 8 5 42

Drains (D) 12 13 8 10 5 49 13 8 8 9 5 44


dan bij de vaste peilen. In 2015 waren de verschillen kleiner, maar had waren ook bij Dynamisch peil de

opbrengsten het hoogst. In beide jaren was de fosforopbrengst in de gedraineerde situatie hoger dan in

de ongedraineerde situatie.

Figuur 36 zijn de fosforopbrengsten op jaarbasis verder uitgesplitst per peilregime en per

subbehandeling (wel en geen drains en wel en geen stikstofbemesting).

Figuur 36. Fosforopbrengst (kg ds.ha-1) op jaarbasis per peilregime en per subbehandeling (C: geen drains, D:

onderwaterdrains, N0: geen N-bemesting, N1: wel N-bemesting).

De stikstof bemeste objecten laten voor de fosforopbrengst een hogere opbrengst zien dan de niet

stikstof bemeste objecten, al is het verschil relatief kleiner dan bij de droge stof en stikstofopbrengst. In

2014 waren de N0 fosforopbrengsten bij dynamisch peil met en zonder drains relatief hoog ten

opzichte van de vaste peilen. In 2015 waren de opbrengstverschillen kleiner. In 2014 waren bij

Dynamisch peil met onderwaterdrains de fosforopbrengsten lager dan bij Dynamisch peil zonder

onderwaterdrains. In 2015 waren deze verschillen er niet.

6.3 Bevindingen

Stikstofbemesting verhoogde de droge stof- stikstof- en fosforopbrengst, conform de verwachting

aangezien de beschikbaarheid van stikstof een belangrijke groeifactor is. De verschillen in opbrengsten

tussen de peilregimes en wel of geen onderwaterdrains waren aanmerkelijk kleiner en per jaar

verschillend. In 2014 waren de verschillen groter dan in 2015. Door de niet gebalanceerde opzet van de

proef en de onvoldoende herhalingen konden de effecten niet statistisch betrouwbaar getoetst worden.

In 2014 waren de N0 opbrengsten (droge stof, stikstof en fosfor) bij dynamisch peil zonder drains

beduidend hoger dan de N0 opbrengsten bij respectievelijk bij Vast laag peil en Vast hoog peil zonder

drains. Ook bij Dynamisch peil met drains was de N0 opbrengsten lager. Aangezien bij Dynamisch peil

de grondwaterstand in de ongedraineerde situatie het diepst wegzakte (juni-juli), lijkt de groei

bevorderd te zijn door een grotere stikstofbeschikbaarheid uit de bodem door mineralisatie. Echter, in

2015 kwam dit effect niet naar voren, terwijl het groeiseizoen tot augustus aanmerkelijk droger was.

Wellicht dat hier andere interacties met vochtbeschikbaarheid en benutting uit mest hebben

plaatsgevonden. Hierdoor is op basis van de betreffende weerjaren en de gebruikte proefpercelen het

verschil in stikstofopbrengst tussen de peilregimes en wel of geen onderwaterdrains niet nader te

verklaren.


7 Modelsimulaties kwantiteit

7.1 Inleiding

Om een goede analyse van de interactie van de verschillende processen te maken is een gekoppeld

hydrologisch-chemisch model nodig, dat zowel in chemische als hydrologisch processen in detail kan

simuleren. Op basis hiervan worden de meest bepalende variabelen bepaald.

Het model wordt gevalideerd met de resultaten van de veldmetingen. Er worden scenario berekeningen

uitgevoerd om de resultaten van verschillend beheer te bepalen. Het model kan tevens worden gebruikt

om de mogelijkheden voor opschaling te onderzoeken.

Bij de modellering is gebruik gemaakt van state-of-the-art perceelsmodellen, die in andere studies

goede resultaten hebben opgeleverd. Hierbij wordt verder gewerkt met de kennis opgedaan met eerdere

modellen zoals ANIMO-SWAP, maar wordt met de volgende generatie perceelsmodellen gewerkt die

geïntegreerd verzadigde en onverzadigde stroming in 2D (en evt. 3D) simuleren. Nieuw is om deze

modellen voor nutriëntenmodellering in veenweidegebieden in te zetten.

7.2 Systeemanalyse

In veenweidegebieden is de veenweidebodem de grootste bron van nutriënten voor het

oppervlaktewater (Jansen, 1988). Het oppervlaktewatersysteem fungeert vooral als transportsysteem

van nutriënten bij afwenteling op wateren buiten het gebied en als biotoop van aquatische flora en

fauna, dat sterk wordt bepaald door nutriëntenaanbod en -concentraties in het oppervlaktewater.

Hierbij is de ‘retentie’ van nutriënten van groot belang: het vermogen om nutriënten (tijdelijk) vast te

leggen in water, waterbodem en biomassa, of zelfs te doen verdwijnen uit het oppervlaktewatersysteem

door emissie van gassen (N2O, N2, H2S enz.) naar de atmosfeer en opgeloste nutriënten naar de

veenbodem.

De veenweidebodem en het oppervlaktewatersysteem vormen elkaars ‘(zij)rand’ (Figuur 37) waarover

uitwisseling van water en nutriënten plaatsvindt. Drijvende kracht achter deze uitwisseling is de

waterstroming die als gevolg van neerslag en verdamping, gecombineerd met de aanwezigheid van kwel

of wegzijging tot stand komt en resulteert in een wateruitwisseling tussen de veenweidebodem en het

oppervlaktewatersysteem. Aangezien in Nederland op jaarbasis een neerslagoverschot

bestaat, is de jaarlijkse netto-uitwisseling van water en nutriënten in de dominante richting ván

veenweidebodem náár het oppervlaktewater gericht. Hierbij is neerslag de grootste drijvende kracht

voor de nutriëntenbelasting van het oppervlaktewater.

Indien onderwaterdrains in een veengebied aanwezig zijn zullen deze naar verwachting een grote

invloed hebben op de uitwisseling van water en nutriënten tussen het bodem en het watersysteem.

Onderwaterdrains zullen immers de transportroute van water dat via de bodem tot afvoer komt

verkleinen. Hierdoor zal naar verwachting ook de weerstand tegen stroming van water met opgeloste

stoffen verkleinen. Voor deze verlaging van de weerstandswaarde wordt aangegeven dat deze verlaagd

wordt van 150-300 dagen naar 20-30 dagen (Hendriks en van den Akker, 2012). Ook in eerdere studies


is voor de drainageweerstand van onderwaterdrainage een waarde van 27 dagen aangehouden (Jansen

e.a. 2007). Uitgaande van deze lage drainageweerstand heeft onderwaterdrainage een enorme invloed

op de waterbalans van de veenweidebodem.

Het hoofddoel van het toepassen van onderwaterdrainage is dan ook het vergroten en versnellen van

infiltratie van slootwater de veenbodem in voor het vernatten van het veenprofiel in droge tijden. Het

nadeel van deze vergrote infiltratie zou kunnen zijn dat met het water ongewenste stoffen dieper in

veenpercelen wordt gebracht. Stoffen zoals nitraat, sulfaat en ‘alkaliniteit’, vooral in de vorm van

bicarbonaten, die veenafbraak onder anaerobe omstandigheden in de waterverzadigde zone kunnen

versnellen of bevorderen (Lamers et al., 2001; Smolders et al., 2006).

Bijkomend voordeel van onderwaterdrains voor landbouwkundig doeleinden is de verhoging van de

drainage onder natte omstandigheden. Hierdoor kan water versneld worden afgevoerd uit de

veenbodem naar de sloten. Daarmee zouden ook nutriënten versneld en in grotere hoeveelheden

kunnen uitspoelen naar het oppervlaktewater. Deze eventuele vergroting van de nutriëntenuitspoeling

kan alleen worden vastgesteld bij een integrale benadering van de effecten van drains op waterafvoer

en op waterbalans. Veranderingen in de waterbalans zullen leiden tot veranderingen in transportroutes

en vocht- en luchthuishouding van de veenbodem en daarmee tot verschuivingen in processen van de

nutriëntenkringlopen.

Figuur 37. Stromen van stikstof (N), fosfor (P) en sulfaat/zwavel (SO4/S) met bronnen en routes in een

uitspoelingsituatie in een veenweidesysteem bestaande uit de twee deelsystemen veenweidebodem en

veenwaterloop inclusief waterbodem. Voor de veenweidebodem is onderscheid gemaakt tussen natuurlijke

bronnen als ‘het Veen’ en antropogene bronnen als ‘de Mens’ (naar: Henkdriks en van den Akker, 2012).

7.3 Modelopzet

Bij de veenweidebodem als belangrijkste nutriëntenbron is de profielopbouw van groot belang. Deze is

van invloed op de nutriëntenbronnen en transportroutes van water en nutriënten door de bodem. Het

betreft een Koopveengrond; kleiig veen op rietzeggeveen (Beuving en van den Akker, 1996) Er zijn drie

hoofdzones te onderscheiden:

De wortelzone, diepte 0-25 cm - mv. Deze zone bestaat uit veraard veen met een wisselende

hoeveelheid minerale delen waardoor er sprake is van kleiig veen. Deze zone is het grootste deel van de

tijd niet waterverzadigd en daarom aeroob. Het belang van de wortelzone is vooral de uitwisseling van


water en stoffen tussen bodem en atmosfeer over de bovenrand, via natuurlijke processen en

menselijke activiteiten. De grootste hoeveelheden water en nutriënten worden over deze rand

aangevoerd (regen, mest) en afgevoerd (verdamping, gewasopname). De belangrijkste transportroute is

verticaal naar het grondwater. Transportroutes naar waterlopen zijn ondiep en snel, en treden vooral

op onder natte omstandigheden met hoge grondwaterstanden en/of bij hevige neerslag. Onder deze

omstandigheden vindt afstroming van water en afspoeling van meststoffen over het maaiveld (runoff)

naar sloten en greppels plaats. Tevens kan er bij hoge grondwaterstanden tot in de wortelzone,

greppeldrainage en horizontale uitstroming en uitspoeling (interflow) door de hogere horizontale

doorlatendheid dan die van de onderliggende zone plaatsvinden. Deze routes kunnen een substantiële

bijdragen aan de wateren nutriëntenbelasting van het oppervlaktewater leveren. De verwachting is dat

onderwaterdrains vooral deze ondiepe routes overnemen.

Een zone met geoxideerd veraard bosveen, 25-60 cm - mv. Dit is de zone tussen wortelzone en de GLG

(gemiddeld laagste grondwaterstand), met 'geoxideerd' veen, veen dat regelmatig aan oxidatie heeft

blootgestaan en dat daardoor in meer of mindere mate is veraard. Deze zone is grotendeels onverzadigd

in het zomerhalfjaar, het groeiseizoen, en grotendeels verzadigd gedurende het winterhalfjaar met een

neerslagoverschot. De dynamiek van nutriëntenprocessen is hier als gevolg van de afwisseling van

aerobe en anaerobe omstandigheden vrij groot. Belangrijkste nutriëntenbronnen zijn mest uit de

wortelzone en de organische stof van het veen. Daarnaast heeft de zone rond de GLG als gevolg van de

afwisseling van aerobie en anaerobie de juiste omstandigheden voor het ontstaan van pyriet (Kemmers

en Koopmans, 2010). Belangrijkste transportroute is bovenin de zone en midden tussen de sloten

verticaal, en dichter bij de sloot in het onderste deel van de zone meer horizontaal. Indien

onderwaterdrainage is toegepast liggen deze meestal in of net onder deze zone. Water vanuit deze zone

zal daardoor sneller en directer naar de drains stromen en tevens minder diep (max. ¼ van de

drainafstand) gaan, waardoor de verblijftijd van het overtollige neerslagwater in de bodem wordt

verkleint.

Een zone met gereduceerd rietzeggeveen, vanaf 60 cm - mv tot de onderliggende minerale afzetting op

6 à 7 meter diepte. Dit is de zone onder de GLG, die permanent met water is verzadigd. Het

gereduceerde veen heeft nooit blootgestaan aan oxidatie, maar alleen aan langzame afbraak onder

anaerobe omstandigheden. Hierdoor bevat het bodemwater hoge concentraties opgelost organisch-N

en -P, en ammonium en fosfaat. De laatste twee zijn in evenwicht met het bodemcomplex, waaraan

vooral fosfaat in grote hoeveelheden is geadsorbeerd. Deze nutriënten vormen de grootste N- en P-bron

van deze zone. Mestnutriënten spelen in deze zone nauwelijks nog een rol. Wel kunnen kwel en

infiltratie van belang zijn. Belangrijkste transportroutes zijn relatief diep: verticaal naar beneden (bij

afvoer) in het midden tussen de sloten, verticaal naar boven dicht bij de sloot en meer horizontaal

daartussen. Indien het veenpakket homogeen is de maximale doorstroomde diepte ¼ van de sloot- dan

wel drainafstand. Bij de aanwezigheid van kwel of wegzijging neemt de doorstroomde diepte af.

7.3.1 SWAP

SWAP (Soil-Water-Atmosphere-Plant) is een gedetailleerd, dynamisch bodemfysisch model voor

simulatie van verticaal transport van water, warmte en opgeloste stoffen in een afwisselend

waterverzadigde en –onverzadigde bodemkolom op veldschaal (Van Dam et al., 2008).

Waterstroming en –balans

Verticale waterstroming in de bodemkolom wordt binnen het model berekend met de Richards’

vergelijking (Figuur 38). SWAP lost deze vergelijking integraal op voor de onverzadigde-verzadigde

zone, met een numeriek schema op basis van ingevoerde karakteristieken voor waterretentie en

(on)verzadigde doorlatendheid. Voor de verticale discretisatie is de bodemkolom opgedeeld in

compartimenten met een toenemende dikte van boven naar beneden. Temporele discretisatie wordt

verkregen met een dynamische tijdstapgrootte die afhankelijk van de dynamiek van het doorgerekende

systeem.


Figuur 38. Schematische weergave van het met SWAP gemodelleerde domein.

Uitwisseling van water vindt plaats met de domeinen aan de randen: de atmosfeer aan de bovenrand,

ontwateringsmiddelen aan de zijrand en het diepere grondwater aan de onderrand (Figuur 38). De

bovenrandvoorwaarden zijn neerslag (regen, sneeuw, beregening), gewasinterceptie,

bodemverdamping en gewastranspiratie. De laatste twee worden berekend op basis van

referentiegewasverdamping en zijn afhankelijk van het groeistadium en de bodemvochttoestand. De

zijrand betreft drainage en oppervlakte-afstroming (runoff) naar, of infiltratie of inundatie vanuit

ontwateringsmiddelen. Er kunnen maximaal vijf ontwateringsmiddelen met ieder een eigen

drainageniveau en afvoerkarakteristiek worden gemodelleerd. Aan de onderrand vindt kwel of

wegzijging plaats. De kwel/wegzijging wordt dynamisch in de tijd berekend en is afhankelijk van het

grondwaterstandsverloop en de opgelegde stijghoogte van het diepere grondwater met een weerstand

tegen verticale stroming (c-waarde).

De invoergegevens die SWAP nodig heeft voor uitvoeren van simulaties kunnen worden onderverdeeld

in drie hoofdgroepen:

initiële waarden van alle toestandsvariabelen: dit zijn vochtgehalten, drukhoogten en

temperaturen per bodemcompartiment. Indien rekening gehouden wordt met een

instelperiode van enkele maanden tot een jaar, zijn deze waarden niet sterk bepalend;

waarden van procesparameters: invoergegevens die (meestal) constant zijn gedurende de

simulaties en die de processen van het model sturen. Belangrijkste zijn de hydraulische

karakteristieken, afvoer karakteristieken, textuurgegevens, drainage- en

infiltratieweerstanden en c-waarden, gewasparameters, bodemverdampingsparameters enz.;

randvoorwaarden (forcing variables): waarden van variabelen die de processen aan de randen

bepalen en die het systeem dat het model beschrijft ‘forceren’ of ‘aandrijven’. Over het

algemeen zijn dit tijdreeksen van invoerwaarden die de atmosferische (bovenrand) en

hydrologische (zij- en onderrand) ‘setting’ weergeven. Het gaat daarbij om neerslagsommen

en -duur, verdampingsparameters, slootpeilen en stijghoogten van het diepere grondwater.

7.3.2 HYDRUS

Om een goede analyse van de interactie van de verschillende processen te kunnen maken is een

gekoppeld hydrologisch-chemie model nodig, dat zowel in chemische als hydrologisch processen in

detail kan simuleren. Hiervoor is gebruik gemaakt van het 2-dimensionale numerieke model Hydrus2D

(Šimůnek et al., 2006; Šimůnek et al., 2007).


Hydrus2d is een model voor het simuleren van vocht, warmte en stoffen in de bodem. De partiële

differentiaalvergelijkingen die het transport beschrijven worden numeriek opgelost met behulp van de

eindige elementen methode. Dit levert een groot aantal waarden voor drukhoogtes en vochtgehaltes in

de tijd. Voorwaarde is wel dat er aan de rand van het beschouwde gebied een opgegeven waarde bekend

is. Dit kan (in geval van grondwaterstroming) een fluxdichtheid (kwel/wegzijging) of een potentiaal

(slootpeil) zijn. Ook kan er een grens met de atmosfeer worden opgegeven. Voor deze grens wordt de

randvoorwaarde berekend uit de opgegeven neerslag en verdampingsgegevens voor het beschouwde

moment. Het is mogelijk om de verdamping te simuleren door een gewas aan te nemen dat het water

aan de grond onttrekt met zijn wortels. In dat geval moet de worteldiepte bekend zijn.

Het programma heeft een gebruikersinterface waarmee de benodigde invoer kan worden gegenereerd.

Na het opgeven van de contouren van het door te rekenen gebied wordt er door de ingebouwde

puntengenerator een netwerk van knooppunten en driehoeken gegenereerd waarmee gerekend gaat

worden.

7.4 Resultaten

De verwachting is dat het grondwaterstandsverloop kan worden beïnvloed via de

oppervlaktewaterstand waardoor sturing van het grondwater kan plaatsvinden. De mate waarin de

grondwaterstand via het oppervlaktewaterniveau kan worden beïnvloed kan toenemen indien gebruik

wordt gemaakt van onderwaterdrainage. In Figuur 39 is in een dwarsdoorsnede van een perceel de

wintergrondwaterstand en de zomergrondwaterstand ten opzichte van het slootpeil weergegeven. Het

te verwachte effect van het gebruik van onderwaterdrainage is een nivellering van het

grondwaterstandsverloop door het jaar, met de gewenste verhoging van het grondwaterniveau in de

zomer en verlaging van het grondwaterniveau in de winter.

Figuur 39. Dwarsdoorsnede van een perceel en belendende sloten met zomergrondwaterstand (a) en de

wintergrondwaterstand (b) ten opzichte van de slootpeilen 30 en 60 cm –maaiveld, respectievelijk

aangeduid met ‘hoog’ en ‘laag’ en het nivellerende effect van onderwaterdrains (bij een slootpeil van

60 cm – maaiveld) op de grondwaterstand; de zomer grondwaterstand wordt verhoogd (tot circa

grondwaterstand bij hoog peil) en de wintergrondwaterstand wordt verlaagd (naar Hoving et al., 2008).

De hiervoor beschreven verwachting kan dankzij het continu hoogfrequent meten van de

grondwaterstand worden vergeleken met gedetailleerde meetgegevens (Figuur 40). De metingen

aangeduid met perceel 3 hebben betrekking op metingen met een vast laag peil van 55 cm –mv. De

meetgegevens aangeduid met perceel 7 hebben betrekking op een perceel met onderwaterdrainage op

een afstand van 8 meter en een flexibel peilbeheer. De metingen aangeduid met perceel 13 hebben

betrekking op metingen in een perceel met een vast hoog peil van circa 15 cm –mv.

De metingen laten zien dat onderwaterdrains bij Dynamisch peil gedurende de zomer (Figuur 39a) een

iets ondiepere grondwaterstandsverloop tot gevolg hebben ten opzichte van de ongedraineerde situatie.


Het verschil liep op tot maximaal circa 10 cm voor beide proefjaren. Dit maximale verschil van 10 cm

binnen de zomerperiode is tevens het maximaal gemeten verschil tussen het perceel met Vast hoog en

Vast laag peil. Terwijl het verschil in oppervlaktewaterstand tussen Vast hoog en Vast laag peil 40 cm

bedraagt. Het verwachte lagere grondwaterniveau gedurende de winterperiode (Figuur 39b) blijkt niet

overeen te komen met de meetgegevens. De meetgegevens laten namelijk zien dat de gemeten

grondwaterstand gedurende de winterperiode langdurig tot in of nabij maaiveld komt.

Figuur 40. Continue gemeten grondwaterstanden voor de drie onderzochte percelen. Perceel 3 is een locatie met

een vast laag peil (55 cm –mv), perceel 7 is een locatie met onderwaterdrainage (afstand 8 meter) en een flexibel

peil (20 – 45 cm – mv) en perceel 13 is een locatie met een vast hoog peil (15 cm –mv).

Door gebruik te makken van modellen kan nader beken worden in welke mate de meetgegevens

kunnen worden gereproduceerd en kan de werking van het hydrologische systeem inzichtelijk worden

gemaakt. Eerst zal dit worden gedaan met SWAP (1D) De volgende stap is de simulatie in 2D (met

Hydrus).

7.4.1 SWAP

Voor het eerste meetjaar is het model SWAP handmatig gekalibreerd op de beschikbare meetgegevens.

Hierbij is gebruik gemaakt van zowel de metingen die sinds een aantal jaren standaard door het VIC

worden uitgevoerd als de metingen die in het kader van dit project zijn uitgevoerd. De standaard

metingen hebben betrekking op handmatige metingen die wekelijks op een groot aantal locaties

worden uitgevoerd. De metingen die in het kader van dit project zijn uitgevoerd hebben betrekking op

metingen met drukopnemers die hoogfrequent (iedere 15 minuten) worden uitgevoerd en meerdere

malen per dag telemetrisch worden verzonden. Deze gegevens zijn vrijwel direct via internet

beschikbaar (http://zegveld.acaciadata.com/ ).

Om de standaard uitgevoerde handmatige metingen te kunnen vergelijken met de hoogfrequente

drukopnemer metingen is het van belang dat de meetlocaties dicht bij elkaar liggen. In perceel 7 is de

onderlinge afstand tussen de meetlocaties 30 cm. Uit een vergelijking van beide type meetgegevens

blijkt dat deze goed met elkaar overeenkomen (Figuur 41). Uit de vergelijking blijkt echter ook dat de

gemeten fluctuatie middels handmetingen geringer is dan de gemeten fluctuatie met hoogfrequente

drukopnemer metingen. Dit betekent dat extremen bij de wekelijkse handmetingen vaak worden

gemist waardoor er een afgevlakt beeld van de grondwaterstandsfluctuatie bestaat. Het betreft

voornamelijk de natte pieken die bij de handmatig uitgevoerde wekelijkse metingen niet tot uiting

komen.

http://zegveld.acaciadata.com/


Figuur 41. Vergelijking van grondwaterstandsinformatie in perceel 7. Wekelijks uitgevoerde handmatige

metingen (gemeten VIC), hoogfrequente drukopnemer metingen (Gemeten Acacia) en berekend met SWAP

(Berekend SWAP 1d).

Voor de modelschematisatie en -parameters is gebruik gemaakt van het model dat reeds beschikbaar is

voor Zegveld (Hendriks en van den Akker, 2012) . Vervolgens heeft er een modelkalibratie

plaatsgevonden. De modelkalibratie heeft handmatig plaatsgevonden. Bij de modelkalibratie zijn de

drainage en infiltratieweerstanden aangepast om tot een acceptabele reproductie van de gemeten

grondwaterstanden te komen. Voor perceel 7 is gebruik gemaakt van drie oppervlaktewatersystemen.

Het hoofdsysteem heeft een drainageweerstand van 400 dagen en een infiltratieweerstand van 800

dagen. Het buisdrainagesysteem heeft in de berekeningen voor zowel de dranageweerstand als de

infiltratieweerstand 70 dagen. Het greppelsysteem heeft een drainageweerstand van 5 dagen en een

infiltratieweerstand van 100 dagen. Met het ondiepe greppelsysteem kunnen plassen op het maaiveld

worden gesimuleerd. De gebruikte modelschematisatie en -parameters zijn voor perceel 3 en 13 niet

aangepast. Voor deze berekeningen is na de kalibratie voor perceel 7 alleen het buisdrainagesysteem uit

de modelsimulatie verwijderd en het gehanteerde oppervlaktewaterpeil aangepast (Figuur 42).


Figuur 42. Vergelijking van de gemeten (hoogfrequente drukopnemer metingen) en berekende grondwaterstand

(Berekend SWAP 1d)voor de 3 meetlocaties.

Uit de rekenresultaten blijkt dat de gemeten grondwaterstand redelijk goed kan worden gesimuleerd.

Indien de berekeningen voor de verschillende percelen worden vergeleken blijkt dat in alle percelen de

grondwaterstand gedurende de natte winterperiode frequent tot in maaiveld komt. De rekenresultaten

zijn in natte perioden ondanks de verschillen in oppervlaktewaterpeil en de aanwezigheid van

onderwaterdrainage in hoge mate vergelijkbaar. De verschillen in de rekenresultaten zijn onder droge

omstandigheden gedurende de zomer groter. Indien gekeken wordt naar de droge situatie lijkt de

simulatie voor perceel 13 met het vaste hoge peil de gemeten grondwaterstand het beste te simuleren.

De simulatie voor perceel 3 met het vaste lage peil blijkt iets lager uit te komen dan de metingen en de

simulatie voor perceel 7 met onderwaterdrainage blijkt niet minder ver uit te zakken dan de gemeten

grondwaterstand.

7.4.2 Hydrus

Vervolgens is een Hydrus-2d model opgezet om deze te kunnen vergelijken met de beschikbare

meetgegevens. Hiervoor is binnen Hydrus een dwarsdoorsnede gegenereerd (Figuur 43). Binnen het

gemodelleerde domein kunnen op willekeurige knooppunten observatiepunten worden gedefinieerd

waarvoor de rekenresultaten kunnen worden weggeschreven. Om te voorkomen dat observatiepunten

op een modelrand nodig zijn is voor de situatie met buisdrainage een dwarsdoornede met daarbinnen 2

drainagebuizen gemodelleerd. De modelrand ligt midden tussen de drains, waardoor gebruik kan

worden gemaakt van een randvoorwaarde waarbij geen stroming over de zijranden plaatsvindt.


Het voordeel van het gebruik van een 2d model is dat er geen gebruik hoeft te worden gemaakt van

indirecte parameters zoals een drainageweerstand. In het model wordt het stromingsdomein dat men

wil beschouwen opgenomen. Dit betreft de al dan niet gelaagde bodem waarvoor bodemfysische

parameters worden opgegeven en ontwateringsmiddelen in de vorm van sloten en/of buisdrainage.

Uit de vergelijking van de modelresultaten met de meetgegevens blijkt dat ook met Hydrus een

acceptabele fit kan worden gerealiseerd (Figuur 44). Vervolgens zijn perceelsmodellen opgezet voor de

afzonderlijke percelen.

Figuur 43. Illustratie van het netwerk alsmede het berekende drukhoogteprofiel in een afvoersituatie binnen de

dwarsdoorsnede van het beschouwde modeldomein in Hydrus.

Figuur 44. Vergelijking van grondwaterstandsinformatie in perceel 7. Wekelijks uitgevoerde handmatige

metingen (gemeten VIC), hoogfrequente drukopnemer metingen (Gemeten Acacia) en berekend met Hydrus

(Berekend Hydrus 2d).


Perceel 3 –Vast laag peil zonder drainage

Voor perceel 3 is een perceelsmodel opgezet waarin een dwarsdoorsnede is gemodelleerd van het halve

perceel (Figuur 45). Aan de linkerzijde is een halve perceel sloot gemodelleerd met een breedte van 2

meter, uitgaande van een perceelsloot breedte van 4 meter. De gemodelleerde dwarsdoorsnede is 30

meter, uitgaande van een perceel breedte van circa 60 meter. Voor de bodemopbouw is aangesloten bij

de schematisering waarvan ook gebruik is gemaakt bij de SWAP-modellen. Deze schematisering

bestaat uit een wortelzone van 25 cm met daaronder een laag verweerde en geoxideerd bosveen op een

laag gereduceerd rietzeggeveen. De gemodelleerde diepte bedraagt 7,5 meter. Perceel 3 is het perceel

met een vast laag peil van circa 55 cm onder maaiveld.

Figuur 45. Gemodelleerde dwarsdoorsnede voor perceel 3. Gemodelleerde netwerk (boven), gemodelleerd

drukhoogteprofiel in een situatie met infiltratie (17 oktober 2015) (midden), gemodelleerd vochtgehalte (17 oktober

2015) (onder).

Perceel 7 – Dynamisch peil met OWD

Voor perceel 7 is een perceelsmodel opgezet waarin een dwarsdoorsnede is gemodelleerd met 2 drains

op een onderlinge afstand van 8 meter. De perceelsrand ligt precies opm de waterscheiding tussen de

drains. Hierdoor is de gemodelleerde breedte 16 meter (Figuur 46). De bodemopbouw is identiek aan

het gemodelleerde perceel 3. De gemodelleerde diepte is 4 meter. Voor het oppervlaktewaterpeil is een

diepte van 30 cm min maaiveld aangehouden.




2015) (onder).

Perceel 13 – Vast hoog zonder drainage

Voor perceel 13 is een perceelsmodel opgezet waarin een dwarsdoorsnede is gemodelleerd van het halve

perceel (Figuur 47). Aan de linkerzijde is een halve perceel sloot gemodelleerd met een breedte van 2

meter, uitgaande van een perceelsloot breedte van 7,5 meter. De gemodelleerde dwarsdoorsnede is 30

meter, uitgaande van een perceel breedte van circa 60 meter. De gemodelleerde diepte bedraagt 4

meter. Perceel 13 is het perceel met een vast hoog peil van circa 15 cm onder maaiveld.




2015) (onder).

7.5 Resultaten

Stijghoogte

Uit de rekenresultaten blijkt dat de modelresultaten worden beïnvloed door de diepte die wordt

aangehouden voor het observatiepunt in het model. Om het effect van de gekozen diepte van het

observatiepunt te illustreren zijn de rekenresultaten op verschillende dieptes midden tussen de drains

met elkaar vergeleken. Hiervoor zijn 7 observatiepunten gedefinieerd op dieptes van 10, 20, 30, 40, 50,

100, 150 cm onder maaiveld (Figuur 48). Indien de verticaal onder elkaar gelegen observatiepunten

met elkaar worden vergeleken blijkt dat de drukhoogtes niet met elkaar overeenkomen. Het

gesimuleerde drukhoogteverloop blijkt sterk afhankelijk van de observatie diepte en is het gevolg van

de geringe verzadigde doorlatendheid van het veen. Uit de bodem fysische karakteristieken blijkt dat de

verzadigde doorlatendheid van het veen gering is en 1 tot enkele cm/dag bedraagt. Dit heeft tot gevolg

dat er binnen het veenpakket een verticale weerstand aanwezig is waardoor er geen sprake is van een

hydrostatisch drukverloop. Dit heeft tevens tot gevolg dat een observatiepunt op grotere diepte niet

gezien kan worden als het verloop van de freatische grondwaterstand. Observatiepunten op grotere

diepte zullen als gevolg van een weerstand binnen het veenpakket namelijk een afgevlakt beeld laten

zien van de stijghoogte. Dit afgevlakte beeld komt ook tot uiting indien de stijghoogte van de verticaal

onder elkaar gelegen observatiepunten in één grafiek worden weergegeven (Figuur 49).

Figuur 48. Schematische weergave van de locatie van observatiepunten.


Figuur 49. Tijd stijghoogtelijnen voor verticaal onder elkaar gelegen observatiepunten midden tussen de drains in

het Hydrus-model voor perceel 7 (perceel met flexibel peil en onderwaterdrainage met een afstand van 8 meter).

Uit de vergelijking van de verticaal onder elkaar gelegen observatiepunten blijkt dat naarmate het

observatiepunt dieper gelegen is de gesimuleerde stijghoogte minder fluctueert in de tijd, waardoor een

afgevlakt beeld ontstaat. Deze constatering is van groot belang indien de modelberekeningen worden

vergeleken met meetgegevens. Daarnaast geven deze rekenresultaten een verklaring voor

constateringen die eerder in het veld zijn gedaan. Regelmatig wordt tijdens metingen in het veld

geconstateerd dat tijdens natte omstandigheden in het veld sprake is van een plasdrassituatie. Men zou

daarom verwachten dat de grondwaterstand tot in maaiveld staat. Toch worden onder deze

omstandigheden vaak een grondwaterstand van circa 10 cm min maaiveld gemeten. Uit de

rekenresultaten blijkt dat deze gemeten grondwaterstand in de praktijk kan worden gemeten indien het

peilfilter op grotere diepte is geplaatst. De rekenresultaten maken echter ook inzichtelijk dat de

gemeten grondwaterstand in deze situatie niet overeenkomt met de freatische grondwaterstand. Het

meten van de freatische grondwaterstand is in gronden met een geringe doorlatendheid niet eenvoudig

(pagina 117, Richards, 1954).

Het voorgaande heeft tot gevolg dat indien meetgegevens vergeleken worden met rekenresultaten de

gekozen diepte van het observatiepunt zeer relevant is. Voor dit onderzoek blijken de metingen goed

overeen te komen met een observatiediepte van 30 tot 40 centimeter onder maaiveld (Figuur 50).


Figuur 50. Vergelijking van de meetgegevens met de rekenresultaten op een observatiediepte van 30 en 40

centimeter minus maaiveld.

De observatiediepte van 30 tot 40 centimeter komt ongeveer overeen met de bovenkant van het

filterdeel van de peilbuis. Er is gebruik gemaakt van peilbuizen met een lengte van 150 cm waarvan het

onderste gedeelte van 100 cm is geperforeerd. Deze peilbuizen steken circa 20 cm boven maaiveld uit.

Overeenkomstig met de meetgegevens blijkt ook uit de rekenresultaten dat het verschil tussen de

ontwateringssituaties maximaal oploopt tot circa 10 cm (Figuur 51).

Uit de vergelijking van de rekenresultaten op verschillende dieptes blijkt tevens dat de berekende

fluctuatie van de stijghoogte afneemt naarmate de observatiediepte groter is. Dit komt tot uiting in een

lagere berekende stijghoogte gedurende de natte winterperiode en het minder diep uitzakken van de

stijghoogte gedurende de zomerperiode. Het is daarom van belang hiermee rekening te houden bij het

inrichten van meetlocaties en bij het interpreteren van meetgegevens.


Figuur 51. Vergelijking van de rekenresultaten voor de verschillende ontwateringssituaties vast laag peil, flexibel

peil in combinatie met onderwaterdrainage en vast hoog peil op een observatiediepte van 40 (boven) en 100 cm

(onder) onder maaiveld.

Verspreiding in perceel van geïnfiltreerd slootwater via OWD

Om een indruk te krijgen van de indringing van het oppervlaktewater dat gedurende droge perioden via

de onderwaterdrainage kan infiltreren is een berekening uitgevoerd waarbij een inerte stof aan het

infiltratiewater wordt meegegeven. Het betreft evenals de voorgaande berekeningen een berekening

van 1 januari 2014 tot 1 november 2015. Uit de tracerberekening blijkt dat het water dat infiltreert in

eerste rondom de drainagebuizen blijft (Figuur 52). In figuur 50 zijn de situaties aan het begin en aan

het eind van het groeiseizoen weergegeven. Het betreft achtereenvolgens de volgende tijdstippen: 1

april 2014, 1 september 2014, 1 januari 2015, 1 april 2015, 1 september 2015. In eerste instantie is de

verbreiding rond de drain bijna cirkelvormig. Na verloop van tijd ‘zakt’ het geïnfiltreerde water

geleidelijk naar beneden. Na een natte periode is de verspreiding van het geïnfiltreerde water het

kleinst en hoofdzakelijk onder drainniveau. Gedurende het droge groeiseizoen met een

verdampingsoverschot neemt de omvang van de verbreiding toe en beweegt het geïnfiltreerde water als

gevolg van een verdampingsvraag naar boven.


Figuur 52. Grafische weergave van een dwarsdoorsnede waarin rekenresultaten van Hydrus-berekeningen zijn

weergegeven waarbij een tracer aan het infiltratiewater dat via drains kan infiltreren is toegevoegd. De

rekenresultaten betreffen achtereenvolgend 1 april 2014, 1 september 2014, 1 januari 2015, 1 april 2015, 1

september 2015.

7.6 Bevindingen

Uit de modelsimulaties blijkt dat de grondwaterstandsfluctuatie zowel met het één-dimensionale model

SWAP als met het twee-dimensionale model Hydrus redelijk goed kan worden gesimuleerd. Bij de

kalibratie van SWAP worden voor de weerstand van de ontwateringsmiddelen redelijk hoge waarden

gevonden. In deze hoge drainageweerstand komt het autonome gedrag van veen met een lage

doorlatendheid van 1 tot enkele centimeters per dag tot uiting. Overeenkomstig de meetgegevens,


geven de modelresultaten een berekende grondwaterstand die in alle percelen gedurende de natte

winterperiode langdurig tot in of nabij maaiveld. In de winterperiode heeft onderwaterdrainage een

gering effect. In de droge zomers met een verdampingsoverschot geven de modelresultaten evenals de

meetgegevens een maximaal verschil van 10 centimeter tussen de verschillende peilstrategieën.

Uit de berekeningen met het twee-dimensionale model Hydrus blijkt dat de locatie van

observatiepunten bepalend is voor de rekenresultaten. Hieruit komt tevens naar voren dat metingen in

veenprofielen met een geringe doorlatendheid worden beïnvloed door de filterstelling, en daarmee de

inrichting van meetpunten. Indien geen rekening gehouden wordt met de geringe doorlatendheid van

het veen bij het interpreteren van meetgegevens kunnen metingen verkeerd worden geïnterpreteerd.


infiltreren een beperkte ruimtelijke verbreiding heeft. Het merendeel van de infiltratie vindt gedurende

het groeiseizoen als gevolg van een verdampingsoverschot plaats. In deze periode is de waterbeweging

van het infiltratiewater naar alle zijden gericht waardoor een bij benadering cirkelvormig gebied

ontstaat met water van oppervlaktewaterkwaliteit. In de daaropvolgende natte winterperiode met een

neerslagoverschot wordt een gedeelte van het eerder geïnfiltreerde water weer worden afgevoerd. Als

gevolg hiervan is er aan het begin van het groeiseizoen alleen nog onder drainniveau water met een

oppervlaktewaterkwaliteit aanwezig.

Uit de voorgaande waterbeweging komt tevens het belang van het gebruik van twee-dimensionale

berekeningen naar voren.


8 Modelsimulaties kwaliteit

8.1 Inleiding

Op de verschillende proefpercelen zijn wekelijks watermonsters genomen van het bodemvocht op

verschillende dieptes. Deze watermonsters zijn geanalyseerd op de belangrijkste ionen. Met behulp van

deze analyses is het begrip van de meest belangrijke processen in de ondergrond vergroot (hoofdstuk

5). Het maken van een hydrogeochemisch model is de volgende stap voor een beter begrip van de

processen. Het hydrogeochemisch model wordt gemaakt met de software PHREEQC (Parkhurst &

Appelo, 1999). Het doel van dit model is om een beter begrip te krijgen van de processen en om de

snelheid van deze processen zo goed mogelijk te achterhalen. De chemische modellering is gebaseerd

op de bodemvocht monsters van perceel 7, op een diepte van 60cm in het jaar 2015.

8.2 Nutriëntenkringlopen en –bronnen

In zowel het bodemsysteem als het oppervlaktewatersysteem zijn nutriënten onderhevig aan processen

van hun kringlopen. Het gaat hierbij om omzettingsprocessen, accumulatieprocessen en

transportprocessen:

omzettingsprocessen, grotendeels biochemisch, zoals afbraak en mineralisatie van vaste of

opgeloste organische verbindingen, nitrificatie van ammonium tot nitraat, denitrificatie van

nitraat tot lachgas of stikstofgas, oxidatie van sulfiden als pyriet (FeS2) tot sulfaat, reductie

van sulfaat tot sulfiden, enz.;

accumulatieprocessen zoals inbouwen van stikstof, fosfor en zwavel in biomassa van fauna en

flora, immobilisatie van ammonium, fosfaat en sulfaat in organische verbindingen in

microbiële biomassa, binding aan het (water)bodemcomplex van ammonium, fosfaat en

sulfiden, en precipitatie van fosfaat, enz., en de omgekeerde weg als (re)mobilisatie van

genoemde nutriënten, vaak onder invloed van andere processen, zoals redoxprocessen;

transportprocessen meestal met water als transportmedium, zoals intern in de

veenbodemkolom verticaal tussen bodemlagen, en intern in het oppervlaktewater binnen het

waterlopenstelsel en tussen waterkolom en waterbodem, en extern over de randen van de

systemen.

Bepalende factoren van de nutriëntenkringlopen zijn de bronnen van nutriënten. Dit kunnen interne of

externe bronnen zijn. In Figuur 37 zijn de belangrijkste bronnen van een veenweide met een veensloot

aangegeven (Hendriks en van den Akker, 2012). Voor de veenweidebodem is onderscheid gemaakt

tussen natuurlijke bronnen aangeduid als ‘het Veen’ en antropogene bronnen aangegeven met ‘de

Mens’. De eerste zijn interne bronnen die samenhangen met de aard van de veenbodem en de

ontstaansgeschiedenis daarvan als veenmoeras.


Figuur 53. Stromen van stikstof (N), fosfor (P) en sulfaat/zwavel (SO4/S) met bronnen en routes in een

uitspoelingsituatie in een veenweidesysteem bestaande uit de twee deelsystemen veenweidebodem en

veenwaterloop inclusief waterbodem. Voor de veenweidebodem is onderscheid gemaakt tussen natuurlijke

bronnen als ‘het Veen’ en antropogene bronnen als ‘de Mens’ (naar: Henkdriks en van den Akker, 2012).

De veenbodem is van nature rijk aan de nutriënten stikstof (N) en fosfor (P), afhankelijk van de

trofiegraad: gebonden in de organische stof (vooral N), en geadsorbeerd aan het bodemcompex

(ammonium-N, fosfaat-P) en in opgeloste vorm in het bodemwater (organisch-N en -P in oplossing,

ammonium-N enfosfaat-P). Daarnaast bevat de veenbodem vaak grote hoeveelheden zwavel (S) in de

vorm van sulfaat (SO4) en (ijzer)sulfiden als pyriet (FeS2). Deze bronnen kunnen worden

aangesproken als de veenbodem wordt ontwaterd. Er dringt dan zuurstof binnen in de onverzadigde

zone waardoor het veen wordt afgebroken (oxidatie) en waarbij opgeloste organische N- en P-

verbindingen worden gevormd. Hierbij ontstaan door mineralisatie van het veen anorganische vormen

van vooral N en in mindere mate P, en sulfaat. Deze opgeloste vormen van N, P en S kunnen uitspoelen

naar gronden oppervlaktewater.

Ook onder anaerobe (zuurstofloze), reducerende omstandigheden in de waterverzadigde veenbodem

kan veenafbraak en N- en P-mineralisatie optreden. Hierbij fungeren nitraat en/of sulfaat als

alternatieve elektronenacceptor bij de afbraak van organische stof. Omdat dit proces veel (30-50%)

minder efficiënt verloopt dan aerobe afbraak of oxidatie (Groenendijk et al., 2005; Kemmers en

Koopmans,2010) en omdat in ontwaterde veenbodems het aanbod aan nitraat en sulfaat als

elektronenacceptoren vele malen kleiner is dan het zuurstofaanbod, is de anaerobe afbraak zeer

beperkt vergeleken met de aerobe (Hendriks en van den Akker, 2012).

De antropogene nutriëntenbronnen van de veenbodem zijn voornamelijk externe bronnen (Figuur 37).

Het kan hierbij gaan om (an)organische bemesting, atmosferische depositie (grotendeels antropogeen)

en bagger uit sloten. Een belangrijke interne bron is de door mest uit het verleden opgeladen bovenste

bodemlaag (wortelzone). Vooral fosfaat wordt in grote hoeveelheden gebonden aan het bodemcomplex.

Stikstof wordt voornamelijk ingebouwd in de organische stof. Zwavel is afkomstig van pyrietoxidatie en

wordt ook met mest op veenweiden gebracht. Andere externe nutriëntenbronnen voor de

veenweidebodem zijn nutriëntenrijke kwel en infiltratie van slootwater. Beide zijn vooral van belang in

het zomerhalfjaar.


Nutriëntenbronnen van het oppervlaktewatersysteem zijn onder te verdelen in diffuse- en

puntbronnen. De diffuse bronnen bestaan uit nutriënten vanuit de veenweidebodem, kwel direct op het

oppervlaktewater en atmosferische depositie van N. De puntbronnen hebben trekking op waterinlaat

vanuit boezems en rivieren, afvalwaterzuiveringsinstallaties (AWZI’s) en overige puntlozingen. In

veenweidegebieden is de veenweidebodem verreweg de belangrijkste bron.

Ook het oppervlaktewater heeft te maken met een interne bron: de waterbodem of baggerlaag (Figuur

37). Deze bevat veel organische stof, afkomstig van afgestorven biomassa en afkalving van de

veenslootkanten, en is daardoor zeer reactief. Nutriënten opgeslagen in de organische stof kunnen als

gevolg van (an)aerobe afbraak geleidelijk vrijkomen. Daarnaast kan de waterbodem een (tijdelijke)

opslagplaats zijn van in het winterhalfjaar uitspoelend fosfaat. Hierdoor kan de fosforbelasting van het

oppervlaktewater in het winterhalfjaar kleiner zijn dan de fosforuitspoeling vanuit de veenweidebodem.

In het zomerhalfjaar treden in eutrofe veensloten als gevolg van zuurstofgebrek vaak reducerende

omstandigheden op. Het aan ijzeroxiden gebonden fosfaat in de waterbodem komt onder deze

omstandigheden gedeeltelijk vrij. Aangezien voor de ecologie van de veensloten het nutriëntenaanbod

in het zomerhalfjaar belangrijker is dan dat in het winterhalfjaar, is dit mechanisme van groot belang.

Sulfaat speelt bij dit proces van ‘interne eutrofiëring’ een belangrijke rol (Figuur 37). Sulfaat wordt

onder reducerende omstandigheden omgezet naar sulfide dat bindt aan ijzer en daarmee

adsorptieplaatsen van fosfaat wegneemt. Hierdoor wordt de fosfaatmobilisatie gestimuleerd en

versneld (Smolders et al., 2006; Kemmers en Koopmans, 2010). Bovendien leidt sulfaatreductie tot

sulfidevergiftiging en ijzergebrek bij waterplanten (Roelofs, 1991; Roelofs en Smolders, 1993).

Krabbenscheer (Stratiotes aloides) is zeer gevoelig voor deze verschijnselen en daarom een goede

indicatorplant.

8.3 Eerder uitgevoerd onderzoek

In de afgelopen jaren is er verschillend onderzoek gedaan naar de invloed van onderwaterdrains op de

waterkwaliteit (Hendriks & van den Akker, 2012; Jansen, Querner, & van den Akker, 2009; Kemmers &

Koopmans, 2009). Modellering van de waterkwaliteit onder invloed van onderwaterdrains is meerdere

malen gedaan met ANIMO (Akker & Hendriks, 2013; Hendriks et al., 2014). Hendriks & van den

Akker, 2012, concludeerde dat volgens de modelberekeningen met ANIMO de nutriëntenbelasting, als

vracht en als uitspoelingsconcentratie, in het algemeen kleiner wordt door het toepassen van

onderwaterdrains. Akker & Hendriks, 2013, deden een studie met proefvelden, met en zonder

onderwaterdrains. De verschillen in uitgepompte nutriëntenvrachten tussen de proefvelden zonder en

met drains waren gering. Dit gelde zowel voor de vrachten als de gemiddelde uitspoelingsconcentraties.

Daarnaast zijn met SWAP-ANIMO scenarioberekeningen uitgevoerd naar de effecten van

onderwaterdrains op de nutriëntenbelasting van het oppervlaktewater voor een extreem droog jaar

(1976) en een extreem nat jaar (1981). De resultaten lieten over het algemeen een geringe afname zien

van de nutriëntenbelasting op jaarbasis en op zomerhalfjaarbasis. Een alternatief voor het gebruik van

ANIMO is PHREEQC. PHREEQC wordt veel gebruikt voor het simuleren van hydrogeochemische

vraagstukken. Relevante onderzoeken zijn de onderzoeken naar de afbraak en nutriënten uitspoeling

van veen. Litaor & Reichmann, 2004 en Shenker & Seitelbach, 2005 gebruikte PHREEQC om inzicht te

krijgen in fosfaat sorptie aan veen.

8.3.1 Vergelijking PHREEQC – ANIMO

PHREEQC (Parkhurst & Appelo, 1999) en ANIMO (Renaud, Roelsma, & Groenendijk, 2006) zijn 2

programma’s gemaakt voor verschillende doeleinden. PHREEQC is een programma gemaakt om

(hydro)geochemische berekeningen te maken. ANIMO is een programma om de uitspoeling van

nutriënten uit te rekenen. In beide programma’s wordt er met initiële waarden en chemische reacties

een eindresultaat gesimuleerd.


ANIMO gebruikt voor de berekeningen drie verschillende kringlopen; organisch materiaal, stikstof en

fosfor. Deze drie kringlopen worden bepaald aan de hand van kinetische reacties, dit zijn reacties als

bijvoorbeeld; denitrificatie, organisch materiaal oxidatie en fosfor vastlegging aan ijzer(hydro)oxiden.

Aan deze processen zijn verschillende parameters verbonden, zoals de temperatuur of de pH.

Daarnaast zijn processen als bemesting, nutrient gebruik van de gewassen en meteorologische

parameters als bronnen van water en nutriënten van buitenaf meegenomen. ANIMO is een 1

dimensionaal transport model.

PHREEQC is computer software voor het simuleren van chemische reacties en transport processen in

water. Het programma is gebaseerd op evenwicht chemie van oplossingen in water in interactie met

mineralen, gassen, vaste oplossingen, uitwisselaars en sorptie oppervlakken. Daarnaast is er de

mogelijkheid om kinetische reacties te modelleren.

De belangrijkste verschillen tussen PHREEQC en ANIMO zijn:

ANIMO houdt rekening met invloeden van buiten de bodem, zoals bemesting,

evaporatie/precipitatie, nutrient gebruik van de gewassen. PHREEQC bevat deze informatie

niet, maar het kan wel ingebouwd worden.

ANIMO gebruikt een versimpeld systeem, met alleen de kringlopen van organisch materiaal,

stikstof en fosfor. PHREEQC kijkt naar de totale water en grond compositie en kan hierdoor

kinetische processen beter benaderen. Daarnaast wordt er in PHREEQC ook rekening

gehouden met thermodynamische evenwichtsreacties, waaronder bijvoorbeeld

oplossing/precipitatie, uitwisseling en sorptie reacties. PHREEQC neemt alle processen mee,

waardoor de samenhang tussen de verschillende processen in de ondergrond onderzocht kan

worden.

ANIMO kan gekoppeld worden aan SWAP. Bij koppeling van beide modellen ontstaat er een 1

dimensionaal reactief transport grondwater model. PHREEQC kan gekoppeld worden aan

HYDRUS 2D, met de module HP2 (Jacques & Šimůnek, 2005). Met deze koppeling kan er een

2 dimensionaal reactief transport grondwater model gemaakt worden.

Het doel van de chemische modellering van het bodemvocht is om een beter begrip te krijgen van de

processen die plaats vinden op relatief kleine schaal. Er is gekozen om gebruik te maken van

PHREEQC, vanwege het totaal pakket aan chemische parameters en processen en de mogelijkheid tot

de koppeling met HYDRUS voor een 2 dimensionaal reactief transport grondwater model.

8.4 Modelopzet

In het PHREEQC model zijn de daling van de grondwaterstand en de bijbehorende reacties

gesimuleerd. Hiervoor is een periode met een grote daling in de grondwaterstand gekozen, van week 21

t/m week 35 in 2015. In deze periode daalt de grondwaterstand van ongeveer -0.5m onder maaiveld (-

mv) naar -0.8m-mv. Het perceel dat is uitgekozen voor de hydrogeochemische modellering is perceel 7

(Dynamisch peil).

De compositie van het bodemvocht in week 21 is het startpunt van de modellering. De start compositie

van de modellering is het geanalyseerde bodemvocht op -60cm-mv van week 21 in 2015 in perceel 7

(Tabel 9).

Vanaf week 21 daalt de grondwaterstand tot onder het meetpunt van het bodemvocht. Het meetpunt

veranderd van locatie in het grondwater tot locatie in de onverzadigde zone. Een bijkomend effect is dat

het meetpunt van het bodemvocht weer in contact komt met zuurstof. Het contact met zuurstof zorgt

voor verschillende redoxreacties.


Tabel 9: Compositie bodemvocht in perceel 7, gemeten in week 21 in 2015.

Temperatuur 10 graden Celsius

pH 6.1 -

Ionen Concentratie (mg/l) Ionen Concentratie (mg/l)

Al 36.2 NH4 137.2

Ca 2527.4 P 9.3

Fe 257.8 S 1961.6

K 168.3 Si 116.8

Mg 607.0 Zn 0.4

Mn 11.6 NO3 1.5

Na 1066.6 Cl 1403.3

Alkaliniteit 10000

Het PHREEQC model is opgebouwd uit verschillende chemische processen. Naast de

evenwichtsreacties, die via de PHREEQC-database worden gesimuleerd, zijn er verschillende andere

processen in dit model meegenomen:

- Kation uitwisseling

- Surface complexation

- Pyriet oxidatie

- Fe oxidatie/reductie

- Organisch materiaal oxidatie

- Nitrificatie

- Calciet precipitatie/oplossing

Kation uitwisseling en surface complexation zijn thermodynamische evenwichtsreacties. Pyriet

oxidatie, Fe oxidatie/reductie, organisch materiaal oxidatie, nitrificatie en calciet precipitatie/oplossing

zijn gemodelleerd als kinetische reacties. De snelheid van de kinetische reacties zijn bepaald aan de

hand van eerder onderzoek (

Tabel 10).

De formules waarmee de reactieconstanten zijn berekend bestaan uit concentraties van verschillende

chemische componenten (Cchemische component) en verschillende andere parameters. Deze parameters zijn

zoveel mogelijk geprobeerd in de range van eerder onderzoek te houden (Tabel 11).

Tabel 10: De formules gebruikt om de reactieconstanten voor de kinetische reacties mee te berekenen.

Reactie+ Literatuur Formule Reactieconstanten

Pyriet oxidatie

(Prommer & Stuyfzand,

2005)

𝑟𝑝𝑦𝑟 = (𝐶𝑂20.5+𝑓2𝐶𝑁𝑂3

0.5)𝐶𝐻+−0.11(𝑘𝑝𝑦𝑟

𝐴𝑝𝑦𝑟

𝑉)(

𝐶

𝐶0

)𝑝𝑦𝑟

0.67

+ ((1 − 𝛺𝑝𝑦𝑟)/51)

Fe oxidatie/reductie

(Singer & Stumm, 1970)

𝑟𝐹𝑒2+=−(𝑘[𝑂𝐻−]2𝑃𝑂2)𝐶𝐹𝑒2+

Org. Mat. Oxidatie

(Cappellen & Gaillard,

1996)

𝑟𝑠𝑜𝑚 = 𝐶𝑠𝑜𝑚(𝐶

𝐶0)𝑠𝑜𝑚 (𝑟max(𝑂2) (

𝐶𝑂2

𝑘𝑂2 + 𝐶𝑂2) + 𝑟max(𝑁𝑂3) (

𝐶𝑁𝑂3

𝑘𝑁𝑂3 + 𝐶𝑁𝑂3)

+ 𝑟max(𝑆𝑂4)(𝐶𝑆𝑂4

𝑘𝑆𝑂4 + 𝐶𝑆𝑂4

))

Nitrificatie

(Loveless & Painter,

1968)

𝑟𝑛𝑖𝑡 = −𝑞𝑚 (𝐶𝐴𝑚𝑚𝐻+

𝐾𝑚𝐴𝑚𝑚𝐻+ + 𝐶𝐴𝑚𝑚𝐻+) (

𝐶𝑂2

𝐾𝑚𝑂2+ 𝐶𝑂2

)


Calciet

precipitatie/oplossing 𝑟𝑐𝑎𝑙 = (𝑘1𝐶𝐻+ + 𝑘2𝐶𝐶𝑂2 + 𝑘3𝐶𝐻2𝑂(

𝐴𝑐𝑎𝑙

𝑉)(

𝑚

𝑚0)𝑐𝑎𝑙

0..67

Tabel 11: De gebruikte waarden van de verschillende parameters nodig om de reactieconstanten te berekenen. In

de eerste kolom staan de gebruikte waarden voor de parameters en in de tweede kolom de gevonden ranges van

de verschillende parameters uit eerder onderzoek.

Gebruikte waarde: Literatuur:

Pyriet oxidatie

(Descourvieres & Prommer, 2010)

Ωpyr Nvt Saturation ratio pyrite

Apyr/V 0.08 Sand: 0.02–0.36, silt: 0.23–1.17, clay: 0.7–1.3

Fe oxidatie/reductie

(Davison & Seed, 1983)

k 5x1011 2.5 - 5x1011

PO2 Nvt Partial pressure zuurstof

Org. Mat. Oxidatie

(Cappellen & Gaillard, 1996)

RmaxO2 1.57x10-10 1.57x10-9

KO2 2.94x10-4 2.94x10-4

RmaxNO3 1.67x10-12 1.67x10-11

KNO3 1.55x10-4 1.55x10-4

RmaxSO4 1x10-13 1x10-13

KSO4 1x10-4 1x10-4

Nitrificatie

(Loveless & Painter, 1968)

Qm 15x10-10 3x10-10

KmAmmH+ 100x10-6 100x10-6

KmO2 15x10-6 15x10-6

Calciet

precipitatie/oplossing

(Descourvieres & Prommer, 2010)

Acal/V 2.98x10-4 Sand: (0.4–1.8) x 10-1, silt: (1.1–7.7) x10-2, clay: (3–4) x10-4

8.5 Nadere analyse van de meetresultaten t.b.v. modellering

8.5.1 Nutriënten uitstroming naar oppervlaktewater

Uitstroming van nutriënten gebeurd voornamelijk wanneer het oppervlaktewaterpeil lager is dan het

grondwaterpeil. Het grondwater stroomt dan richting het oppervlaktewater, waardoor de nutriënten in

de ondergrond in het oppervlaktewater terecht komen. Het oppervlaktewater wordt dus vooral in de

wintertijd beïnvloed door de nutriënten uit het grondwater. Figuur 54 laat zien dat er tot week 15

grondwater uitstroomt naar het oppervlaktewater. Vanaf week 15 tot en met week 35 infiltreert het

oppervlaktewater naar het grondwater. Nutriënten van het land kunnen alleen na hevige neerslag over

het land naar het oppervlaktewater stromen. Na week 35 is er weer uitstroming vanuit het grondwater

naar het oppervlaktewater.


Figuur 54: In dit figuur zijn de grondwaterstand en het slootpeil vergeleken bij perceel 7, dynamisch gestuurd.

Zodra het slootpeil hoger is dan het grondwaterpeil, infiltreert het oppervlaktewater naar het grondwater.

Figuur 55: In de bovenstaande figuur wordt de relatie tussen de grondwaterstand en het bodemvocht

weergegeven. Bij een stijging van de grondwaterstand, stijgt ook het bodemvocht.

De grondwaterstand heeft ook invloed op het bodemvocht (Figuur 55). Een verhoging in het

grondwater zorgt voor een verhoging van het bodemvocht. Een verhoging van het bodemvocht zorgt

voor minder ruimte voor lucht in de poriën. Hierdoor zullen aerobe processen minder snel plaats

vinden.

8.5.2 Relatie nutriënten in bodemvocht met grondwaterstand

In de onderstaande paragrafen worden de relaties tussen de belangrijkste nutriënten en de

grondwaterstand bekeken. In dit project, sturen op nutriënten, is de hypothese gesteld: de nutriënten

uitstroom naar het oppervlaktewater kan gestuurd worden door middel van de grondwaterstand. In

onderstaande grafieken zijn de belangrijkste nutriënten uitgezet tegen de grondwaterstand. Om als

eerste stap de interactie tussen de nutriënten in het bodemvocht en de grondwaterstand te analyseren.

Fosfaat

In de onderstaande figuren geeft de blauwe gestreepte lijn de diepte van het meetpunt aan. Het

meetpunt is de locatie waar een watersample uit het bodemvocht ontnomen is. Het deel van de grafiek

tussen de twee groene gestreepte lijnen geeft het moment aan, waar de grondwaterstand onder het

meetpunt komt. Zodra het meet punt boven de grondwaterstand komt, zal het meetpunt in aanraking

komen met atmosferische lucht. Als het meetpunt zich onder de grondwaterstand bevindt, is het water

onttrokken uit het grondwater. Fosfaat (PO4) is in onderstaande figuren aangegeven als fosfor (P).


Figuur 56: Fosfor concentraties op perceel 7, sample diepte is 35 cm, vergeleken met de grondwaterstand.

In Figuur 56 is de fosfor concentratie geplot tegen de grondwaterstand over het meetjaar 2015. De

fosfor concentraties geven geen duidelijke trend. De concentraties blijven gemiddeld tussen de 0.05 en

o.15 mmol/l. Mogelijk is er een verhoging van de concentratie te zien op het moment, rond week 34, dat

de grondwaterstand stijgt.


In Figuur 57 is een soortgelijke figuur weergegeven, maar hier is de sample diepte 60 cm. De

grondwaterstand is de eerste 10 weken boven het meetpunt, waarna het er voor ongeveer 10 weken

onder daalt, waarna het weer stijgt boven het meetpunt. Op het moment dat de grondwaterstand daalt

onder het meetpunt is een duidelijke daling van de fosfor concentraties te zien. Zodra de

grondwaterstand weer stijgt, stijgt ook de fosfor concentratie weer. Waarschijnlijk daalt de fosfor

concentratie door sorptie met ijzer(hydro)oxiden. Deze ijzer(hydro)oxiden worden gevormd door de

oxidatie van Fe(II) (Voor de relatie van ijzer en zwavel met de grondwaterstand, zie Bijlage 8).


Figuur 58 toont het fosfor concentratie verloop op een diepte van 100 cm. Op deze diepte daalt de

grondwaterstand niet meer onder het meetpunt. De fosfor concentratie is hierdoor een stuk constanter.

Er is wel een daling van de fosfor concentratie te zien vanaf de start van de meetreeks tot het einde.

Het sturen van fosfor concentraties in de ondergrond is mogelijk met behulp van de grondwaterstand.

Bij een lagere grondwaterstand zal er meer fosfor binden. De aanleiding van deze binding is


waarschijnlijk de oxidatie van Fe(II), met als gevolg de vorming van ijzer(hydro)oxides, waar fosfor aan

bindt.

Nitraat

In Figuur 59 is het verloop van de nitraat concentratie te zien in perceel 7 op een diepte van 35 cm. De

nitraat concentraties blijven relatief constant over de meetperiode. De nitraat concentraties lijken

onafhankelijk van de grondwaterstand. Er lijkt bij een lagere grondwaterstand, en dus het contact met

zuurstof, geen extra nitraat vorming te zijn door de oxidatie van ammonium.

Figuur 59: Nitraat concentraties op perceel 7, sample diepte van 35 cm, vergeleken met de grondwaterstand.

Hetzelfde verloop is ook te zien op een diepte van 60 cm (Figuur 60). De nitraat concentraties blijven

hier ook relatief constant en lijken niet in verband te zijn met de grondwaterstand.


Op een diepte van 100 cm blijft het meetpunt constant in het grondwater en heeft de grondwaterstand

dus geen impact op de nitraat concentratie (Figuur 61).


Aan de hand van bovenstaande figuren lijkt het sturen op nitraat met behulp van de grondwaterstand

niet mogelijk. Theoretisch zouden hogere grondwaterstanden leiden tot reductie van zuurstof en

nitraat. Wat leidt tot een vermindering van de nitraat concentraties. Dit proces is tijdens deze

meetperiode niet waargenomen. De nitraat concentraties zijn op de verschillende diepten relatief

stabiel en laten geen reductie van nitraat zien.


Ammonium

De ammonium concentraties op perceel 7, op een diepte van 35 cm, lijken onder invloed van de

grondwaterstand (Figuur 62). Op het moment dat de grondwaterstand daalt, en er zuurstof

beschikbaar komt in het water, oxideert het ammonium naar nitraat. Het is duidelijk te zien dat op het

moment van de grondwater daling het ammonium begint af te nemen. Als de grondwaterstand weer

stijgt, stijgt ook de ammonium concentratie.

Figuur 62: Ammonium concentraties op perceel 7, sample diepte van 35 cm, vergeleken met de grondwaterstand.

Een vergelijkbaar proces is te zien op een diepte van 60 cm (Figuur 63). De ammonium concentraties

zijn constant hoog. Een duidelijke daling is zichtbaar bij een daling van het grondwater. Op het

moment dat het grondwater stijgt, stijgt ook de ammonium concentratie.


In het grondwater lijkt er een lichte stijging van ammonium te zien (Figuur 64). Dit komt mogelijk door

invoer van ammonium van dieper of ondiepere lagen.


De ammonium concentraties in de ondiepe ondergrond lijken goed te sturen door middel van

grondwaterstand veranderingen. Een verlaging van de grondwaterstand leidt tot een vermindering van

ammonium in de ondiepe ondergrond. De oxidatie van ammonium is waarschijnlijk het proces wat er

voor zorgt dat ammonium afneemt.


8.5.3 Relatie nutriënten in oppervlaktewater met grondwaterstand

In bovenstaande paragrafen is aangetoond dat de grondwaterstand zorgt voor veranderingen in de

concentraties van verschillende nutriënten in de ondergrond. Het sturen op nutriënten heeft als doel

om de nutriëntenstroom naar het oppervlaktewater te verminderen. In deze paragraaf wordt er

gekeken of de verandering in de grondwaterstand invloed heeft op de concentratie van verschillende

nutriënten in het oppervlaktewater.

Figuur 65: Nitraat, fosfor en ammonium concentraties in het oppervlaktewater bij Perceel 7. De nutriënten

concentraties staan samen met de grondwaterstand geplot in de grafiek. De gestippelde groene lijnen zijn de

bemestingsgiften op de andere percelen.

Figuur 65 geeft de nutriënten concentraties aan, in het oppervlaktewater liggend tegen perceel 7. De

verschillende grondwaterstanden hebben invloed op de nutriënten concentraties. Twee onduidelijke,

maar logische trends zijn te zien in de nitraat en fosfor concentraties. De nitraat concentraties lijken bij

een lage grondwaterstand meer te schommelen. Meer metingen zijn gedaan met hogere nitraat

concentraties tijdens de lage grondwaterstand. Op het moment dat de grondwaterstand stijgt, wordt de

nitraat concentratie constanter en lager. De verhoogde grondwaterstand leidt tot een groter anaeroob

volume in de ondergrond, en dus ook een groter volume waar nitraat reductie kan optreden. De fosfor

concentraties lijken lichtelijk te dalen tijdens de lage grondwaterstand. Op het moment dat de

grondwaterstand stijgt, is er een piek te zien in de fosfor concentratie. De verlaging van de


grondwaterstand leidt tot fosfor binding aan ijzer(hydro)oxiden. Op het moment dat er geen zuurstof

beschikbaar is worden de ijzer(hydro)oxiden terug gevormd naar Fe(II) en komt het fosfor in het

bodemvocht terecht. De duidelijkste trend is te zien bij de ammonium concentraties. Zonder de

meetpunten die in dezelfde week vallen als de bemestingsgiften, is er een duidelijk constante trend te

zien bij een lage grondwaterstand. Op het moment dat de grondwaterstand stijgt en de grond weer

anaeroob wordt, wordt er ook minder ammonium omgezet. Dit is te zien in het oppervlaktewater,

waarin een stijging van ammonium is te zien, na de stijging van de grondwaterstand.

De trends voor fosfor en nitraat zijn niet overduidelijk, maar wel logisch. De veranderingen in de

grondwaterstand hebben invloed op de concentraties van fosfor en nitraat in het oppervlaktewater. Een

hogere grondwaterstand leidt tot een piekafvoer van fosfor en een daling van nitraat concentraties. De

trend voor ammonium is duidelijker, een hogere grondwaterstand leidt tot hogere ammonium

concentraties in het oppervlaktewater.

8.5.4 Trends in ondergrond

De grondwaterstand lijkt van een grote invloed op de compositie van het bodemvocht. Een lagere

grondwaterstand leidt tot atmosferische lucht bij het bodemvocht. De belangrijkste component in de

lucht is zuurstof. Zuurstof is de sterkste elektron donor en zorgt voor verschillende redoxreacties

(Appelo & Postma, 1995; Madigan, Martinko, Parker, & Brock, 2005). De compositie van het

bodemvocht van perceel 7 open een diepte van 60cm in het jaar 2015 is weergegeven in Figuur 66.

Figuur 66: Compositie bodemvocht van perceel 7 op een diepte van 60cm, gemeten in 2015

Voor de verschillende ionen zijn verschillende trends zichtbaar:

pH, geen duidelijke trend zichtbaar. Elke meting varieert met waarden tussen de 5.8 en 7.2.

Ca, de calcium concentraties variëren tussen de 54 en 75 mmol/l. Er lijkt wel een stijgende

trend zichtbaar. Mogelijke verklaringen zijn calciet oplossing of kation uitwisseling.

Fe, de ijzer concentraties laten een duidelijke daling zien van week 24 t/m week 35, waarna

een duidelijke stijging volgt. Een logische verklaring hiervoor is de reductie/oxidatie van ijzer.

Op het moment van contact met zuurstof oxideert Fe(2+) naar Fe(3+), wat verder reageert en

neerslaat als een ijzer(hydro)oxide.

SO4, vanaf week 26 is er een duidelijke stijging te zien in de sulfaat concentratie, deze stijging

stopt niet tot het einde van de meetperiode. Mogelijke redenen van deze stijging zijn pyriet

oxidatie of lokale aanvoer bij verhoogde grondwaterstanden.


PO4, fosfaat toont een vergelijkbare trend als ijzer. Van week 24 t/m week 35 is er een sterke

daling in de fosfaat concentratie. Een verklaring kan zijn de adsorptie aan de vers

geprecipiteerde ijzer(hydro)oxiden.

NO3, nitraat lijkt een vrij constante concentratie te hebben, met 1 piek in week 38.

NH4, ammonium concentraties dalen vanaf week 24 tot en met week 35. De daling is

langzamer dan de daling van de ijzer concentratie. Na week 35 stijgt de concentratie.

HCO3, bicarbonaat/alkaliniteit is bepaald aan de hand van een elektronenbalans. De grote

verschillen tussen de data voor en na week 35 tonen aan dat de bicarbonaat/alkaliniteit

concentraties niet nauwkeurig zijn.

Al, aluminium concentraties dalen vanaf week 24 tot en met week 35. Waarna de

concentraties weer terugkeren naar ongeveer de oorspronkelijke concentraties.

Niet alle processen zijn onder invloed van de grondwaterstand. De concentraties van ijzer, fosfaat,

ammonium en aluminium lijken onder invloed van vervolgreacties van de dalende grondwaterstand.

Figuur 67 laat een schematische weergave zien van veenafbraak in het veenweidegebied. In dit figuur is

een duidelijk verschil te zien in de verwachtte reacties inclusief zuurstof (aeroob) en exclusief zuurstof

(anaeroob), (Smolders, 2013).

Figuur 67: Schematische weergave van de veenafbraak (oxidatie van veen) in het veenweidegebied.

8.6 PHREEQC simulatie perceel 7

Het PHREEQC model toont gelijkenissen en verschillen met het geanalyseerde bodemvocht. Dit

betekent dat sommige processen beter begrepen worden dan de andere. In het PHREEQC model zijn

de processen meegenomen die ontstaan door het contact met zuurstof door de lagere grondwaterstand

en de processen in thermodynamisch equilibrium. Hieronder worden de uitkomsten van het PHREEQC

model voor de belangrijkste ionen berekend (Figuur 68).

pH

De pH uit de analyse geeft uiteenlopende waarden door de tijd aan. De waarden variëren tussen de 5.8

en 7.2. Het PHREEQC model toont een afnemende trend van 6.1 naar 5.9. De waarden uit de analyses

vallen niet na te bootsen in het model. Ook de gemodelleerde dalende trend is niet terug te zien in de

geanalyseerde data. De vraag is of de sterk variërende waarden correct zijn of dat er andere waarden

gemeten zouden zijn als de pH direct in het veld zou zijn gemeten. Appelo & Postma, 1995, heeft

veldmetingen vergeleken met latere laboratorium metingen van de pH. Het plotten van de


veldmetingen tegen de laboratorium metingen laat substantiële verschillen zien. De laboratorium

metingen zijn gemiddeld lager dan de metingen in het veld.

Ca + Alkaliniteit

Calcium en alkaliniteit (HCO3) zijn sterk aan elkaar gekoppeld. De alkaliniteit is niet geanalyseerd, voor

realistische waarden moet de alkaliniteit in het veld gemeten worden. De alkaliniteit is bepaald aan de

hand van een elektronenbalans.

Figuur 68: De compositie van het bodemvocht in perceel 7 op 60 cm. De groene lijn geeft de gemeten concentraties

aan en de blauwe lijn de in PHREEQC gemodelleerde concentraties.

∑ 𝑘𝑎𝑡𝑖𝑜𝑛𝑒𝑛 = ∑ 𝑎𝑛𝑖𝑜𝑛𝑒𝑛

De berekende alkaliniteit is niet accuraat met waarden tussen de 200 en 30 mmol/l. De inaccurate

alkaliniteit concentraties zorgen voor moeilijkheden tijdens het modelleren van calciet

oplossing/precipitatie en de concentraties van alkaliniteit, calcium en ook van de pH (alkaliniteit

buffert de pH).

Fe - ijzer

Ijzer(II) oxidatie gebeurd op het moment dat er zuurstof beschikbaar is. Dit proces is een kinetisch

proces afhankelijk van de zuurstof concentratie, pH en de ijzer(II) concentratie. De gemodelleerde

afname van ijzer(II) komt goed overeen met de gemeten afnamen van ijzer(II).

SO4 - sulfaat

De sulfaat concentraties gemeten en gemodelleerd lijken goed overeen te komen. Door de oxidatie van

pyriet komt er sulfaat vrij. Toch zijn er een paar verrassende verschillen tussen de sulfaat concentraties

gemodelleerd en gemeten. Het eerste verschil is de latere stijging van de sulfaat concentratie vergeleken

met de gemodelleerde concentraties. Deze latere stijging is helemaal verassend als de sulfaat stijging

wordt vergeleken met de daling van de ijzer concentratie. Beide reacties worden gestart door de

aanraking met zuurstof, maar beide reacties beginnen beide op een ander tijdstip. Ook onverwacht is de

stijging van de gemeten sulfaat concentraties na de verhoging van de grondwaterstanden. De verhoging


van de grondwaterstand zorgt ervoor dat er geen zuurstof meer beschikbaar is in de bodem (ook te zien

aan de toename van de ijzer(II) concentraties) en er dus ook geen pyriet meer oxideert (de bron van de

stijging van de sulfaat concentratie). Toch blijft na de verhoging van de grondwaterstand de sulfaat

concentratie stijgen. Een mogelijke oorzaak is de uitspoeling van sulfaat uit de bovenlaag of het

vrijkomen van geadsorbeerd sulfaat.

PO4 - fosfaat

De fosfaat concentratie toont een dalende trend. Fosfaat adsorbeert aan ijzer en aluminiumoxiden de

oxidatie van Fe(II) zorgt voor de vorming van nieuwe ijzeroxiden waar het fosfaat aan adsorbeert. Toch

is de fosfaat sorptie niet gelijk aan de gemeten fosfaat concentratie. Mogelijke oorzaken hiervan zijn te

grote onnauwkeurigheid van de pH metingen. Een andere mogelijkheid zou de dalende aluminium

concentraties kunnen zijn, die mogelijk tot aluminiumoxiden zijn gereageerd. Fosfaat kan vastgelegd

worden aan aluminiumoxiden.

NO3 - nitraat

De nitraat concentratie gemeten en gesimuleerd komen niet overeen. Dit komt door een versimpeling

in het model. PHREEQC gaat ervan uit dat als er zuurstof en nitraat beschikbaar is, dat eerst het

zuurstof reduceert en daarna het nitraat. De hoge nitraat gehaltes komen door de constante

beschikbaarheid van zuurstof in het model, hierdoor wordt het nitraat niet gereduceerd.

NH4 - ammonium

Nitrificatie is het proces dat ammonium laat reageren tot nitraat in zuurstofrijke omstandigheden. Op

het moment dat de grondwaterstand onder de 60 cm zakt begint de reactie. Een vergelijkbare reactie is

gesimuleerd en gemeten.

Al - aluminium

Aluminium is een kation die niet is betrokken bij redox reacties. Toch daalt de Aluminium concentratie

duidelijk gelijk met de beschikbaarheid van zuurstof. Er zijn twee mogelijkheden voor de duidelijke

daling van de aluminium concentraties na het dalen van de grondwaterstand. De eerste mogelijkheid is

een verhoging van de pH tijdens de daling van de grondwaterstand. Aluminium is sterk afhankelijk van

de pH. Bij een lage pH verschijnt aluminium als Al3+ en bij een pH boven de 6 is aluminium vooral

terug te vinden als het neergeslagen gibsiet, Al(OH)3. Nauwkeurigere pH metingen kunnen dit

aantonen. De tweede mogelijkheid is surface complexation van aluminium aan de vers neergeslagen

ijzerhydroxiden (Lövgren, Sjöberg, & Schindler, 1990). Dit is een proces dat niet in de modellering is

meegenomen.

8.6.1 Begrip processen

De modellering toont duidelijk aan dat niet alle processen, die invloed hebben op de nutriënten in de

ondergrond, begrepen worden o.a. op basis van het schema vanSmolders, 2013. De processen

nitrificatie en ijzer reductie/oxidatie tonen duidelijke overeenkomsten met de metingen. Andere

processen hebben uitgebreidere analyses nodig om de variatie in de gemeten concentraties te kunnen

verklaren. Voor een beter begrip van de oxidatie van organisch materiaal zou in het veld de alkaliniteit

(het belangrijkste product van dit proces) gemeten moeten worden. Daarnaast zijn een groot deel van

de processen afhankelijk van de pH. nauwkeurigere pH metingen in het veld zullen zorgen voor

nauwkeurigere modellering van pyriet oxidatie, surface complexation, calciet oplossing/precipitatie,

kation uitwisseling en aluminium concentraties.

8.6.2 Vergelijking verschillende percelen

In het hydrogeochemische model wordt alleen het bodemvocht van perceel 7 op een diepte van 60 cm

gemodelleerd. Het is belangrijk om te weten hoe dit zich laat vergelijken met het bodemvocht van

andere percelen op dezelfde diepte. Figuur 69 laat een vergelijking zien tussen de verschillende

percelen (2,7 en 13) met de verschillende peilopzetten. De concentraties van de verschillende ionen


verschillen per perceel redelijk. Toch zijn de verschillende trends bij alle ionen herkenbaar voor alle

percelen. De processen die plaatsvinden zijn niet per perceel verschillend.

Figuur 69: Vergelijking compositie bodemvocht 60cm verschillende percelen

Figuur 70: Vergelijking bodemvocht op 35, 60 en 100 cm in perceel 7.


8.6.3 Vergelijking bodemvocht verschillende dieptes

In Figuur 70 zijn de geanalyseerde bodemvocht samples van perceel 7 op de verschillende diepte

vergeleken. De hypothese van deze modellering was dat de daling van de grondwaterstand, en dan

voornamelijk het vrijkomen van zuurstof, de meeste processen verklaart in het bodemvocht. Dit kan

aangetoond worden door de bodemvocht samples van 35 en 60cm-mv te vergelijken met de

bodemvocht samples van 100cm-mv. De trends in de bodemvocht samples van 35 cm-mv zijn moeilijk

te vergelijken met de samples op 60 cm-mv. Waarschijnlijk komt dit door bemesting, opname van

nutriënten door planten en de effecten van precipitatie en evapotranspiratie. De bodemvocht samples

van 100 cm-mv tonen een constantere concentratie. Dit is te verklaren door de grondwaterstand. De

grondwaterstand duikt niet onder de meetlocatie, waardoor er geen contact met zuurstof plaats vindt.

8.7 PHREEQC modelscenario’s

Met behulp van het ontwikkelde model zijn verschillende scenario’s bestudeerd en de mogelijkheden

tot het sturen van nutriënten. Het eerste scenario laat zien wat er in het bodemvocht op 60cm gebeurd

als de grondwaterstand (door middel van onderwaterdrains) met 10 cm stijgt. Het tweede scenario is

een modellering gekoppeld aan het HYDRUS 2D model (Simunek, Sejna, & Genuchten, 1996). Dit

scenario bekijkt de verschillen in beschikbare nutriënten tussen 2 locaties: boven de drain en tussen de

drains in.

8.7.1 Verhoging grondwaterstand

Het doel van de onderwaterdrains is een stijging van de grondwaterstand. Door een stijging van de

grondwaterstand veranderen de omstandigheden in het aquifer. In dit scenario wordt gekeken wat de

invloed is van een stijging van de grondwaterstand van 10 cm (vergeleken met de grondwaterstand

gemonitord in 2015) op het bodemvocht op 60 cm-mv (Figuur 71).

Figuur 71: Sturen op nutriënten met een stijging van de grondwaterstand. De groene lijn geeft de model simulatie

met een verhoogde grondwaterstand en de blauwe lijn met de normale grondwaterstand (gemeten in 2015).

In de meest rechtse figuur van Figuur 71 staat de grondwaterstand weergegeven. De grondwaterstand is

over de hele periode verhoogd met 10 cm. Uit de andere figuren blijkt dat deze verhoging een

belangrijke impact heeft op de nutriënten op deze diepte. Doordat er pas later in de tijd zuurstof

beschikbaar is gebeuren alle redox reacties later als met een lagere grondwaterstand, daarnaast stoppen


de reacties ook eerder. Dit leidt tot lagere sulfaat concentraties en hogere ijzer en ammonium

concentraties. In de simulatie is door de geringe beschikbaarheid van zuurstof het nitraat gereduceerd.

Het is ook te zien dat er minder fosfaat vastgelegd wordt. Dit komt doordat er minder ijzer is

geoxideerd en daardoor minder ijzer(hydro)oxiden zijn ontstaan. De ijzer(hydro)oxiden zijn de locaties

waar het fosfaat vastgelegd wordt. Een resultaat van de lagere vastlegging van fosfaat is dat er bij een

verhoging van de grondwaterstand een minder grote fosfaat piek los komt bij de reductie van de

ijzer(hydro)oxiden.

8.7.2 Simulatie boven drain en tussen de drains

Een koppeling tussen het HYDRUS 2D model en PHREEQC is gemaakt om de verschillen in compositie

van het bodemvocht te berekenen boven de drains en tussen de drains (Figuur 72).

In Figuur 72 staan het HYDRUS 2D model op een droge dag en de daarbij horende PHREEQC

simulaties weergeven. Het verschil in bodemvocht tussen het punt boven drain en het punt tussen

drains is ongeveer 0.2. Dit verschil in bodemvocht leidt ook tot een verschil in toegankelijk zuurstof.

Het verschil in zuurstof concentratie is de oorzaak van de verschillen in nutriënten concentratie. Er

wordt er vanuit gegaan dat het zuurstofrijke water uit de drains geen invloed heeft op de zuurstof

concentratie boven de drain. De grond is rijk aan pyriet en organisch materiaal, waardoor er verwacht

wordt dat het zuurstof binnen een dag gereduceerd is. Het veen heeft een doorlaatbaarheid van 1

cm/dag, wat betekent dat er alleen binnen een radius van 1 cm naast de drain zuurstof aanwezig is.

De simulatie laat blijken dat de afstand van de drain een belangrijke invloed kan hebben op de

nutriënten in het bodemvocht. De locatie tussen de drains laat door een hogere zuurstof concentratie

snellere oxidatie van ijzer, pyriet (met toename van sulfaat tot gevolg) en ammonium zien. Door de

snellere oxidatie van ijzer kan er ook meer fosfaat vastgelegd worden aan ijzer(hydro)oxiden.

Figuur 72: Compositie bodemvocht op 60cm-mv gesimuleerd tussen de drains en boven de drains.

8.8 Bevindingen

De kwaliteitsmetingen geven aan dat het sturen van nutriënten met de grondwaterstand mogelijk is. Er

is ook een duidelijk verband tussen de grondwaterstand en het bodemvocht. Een stijging van het

grondwater leidt tot een groter volume verzadigde grond, waar anaerobe processen plaats vinden. In de


onverzadigde zone vinden aerobe processen plaats, de snelheid van deze processen is afhankelijk van

het bodemvocht. De natuurlijke veranderingen van de grondwaterstand laten duidelijk zien dat fosfaat

en ammonium beïnvloed worden door de grondwaterstand. Nitraat concentraties zouden in theorie ook

beïnvloed moeten worden door de grondwaterstand, maar blijven constant.

Het verminderen van uitstroom van nutriënten vanuit het grondwater moet bereikt worden in

winterperiodes. In winterperiodes zijn grondwaterstanden hoger en zal het grondwater vaak

uitstromen in het oppervlaktewater. Op de proeflocatie ging het grondwater naar het oppervlaktewater

uitstromen na het groeiseizoen. Tijdens lagere grondwaterstanden zijn er grotere volumes grond

onverzadigd en dus in contact met zuurstof. Dit contact met zuurstof leidt tot de oxidatie van pyriet. De

producten van pyriet oxidatie zijn sulfaat en ijzer(hydro)oxides. De verse ijzer(hydro)oxides zorgen

ervoor dat fosfaat vastgelegd wordt. Op het moment dat de grond weer verzadigd raakt, verdwijnt

zuurstof en worden de ijzer(hydro)oxides omgezet. Dit betekent ook dat fosfaat vrij komt. Het fosfaat

komt vrij en zorgt voor een piek in de fosfaat concentraties in de bodem en het oppervlaktewater. Het

kunstmatig hoog houden van de grondwaterstand zorgt ervoor dat er minder fosfaat wordt vastgelegd

in de bodem. De hoge grondwaterstanden in de winterperiode zorgen voor een minder hoge fosfaat

piek. Een beter begrip van de processen rond ammonium en nitraat zijn nodig. Sturen op ammonium

en nitraat concentraties in oppervlaktewater is zonder dit begrip niet mogelijk.

De modellering met PHREEQC heeft tot verschillende nieuwe inzichten geleidt. Het PHREEQC model

toont aan dat veranderingen in de grondwaterstand en bodemvocht gevolgen hebben op de

concentraties van de verschillende ionen in de ondergrond en dus ook in het vrijkomen of niet van

bepaalde nutriënten. Naast de afbraak van veen zijn de kinetische processen als ijzer oxidatie/reductie,

pyriet oxidatie en waarschijnlijk ammonium oxidatie belangrijke processen die direct of indirect leiden

tot het vrijkomen van nutriënten. Ook de evenwichtsprocessen kation uitwisseling en surface

complexation kunnen leiden tot het vrijkomen of vastleggen van hoge concentraties nutriënten. Een

beter begrip van de veranderingen in de grondwaterstand en bodemvocht op de uitspoeling van

nutriënten naar het oppervlaktewater zou bestudeerd kunnen worden in een vervolgstudie. Dit zou

gedaan moeten worden met een koppeling tussen HYDRUS-2d en PHREEQC.

Het PHREEQC model is gebruikt om een model scenario te creëren, waar de grondwaterstand met 1o

cm is verhoogd. Op een diepte van 60 cm onder maaiveld is er gekeken wat op deze locatie de

verschillen zijn. De simulatie leidde tot:

Minder pyriet oxidatie, resulterend in minder sulfaat en ijzer(hydro)oxides.

Minder fosfaat binding, vanwege het ontstaan van minder ijzer(hydro)oxides

Minder nitrificatie, dus minder omzetting van ammonium naar nitraat.

In verder onderzoek moet blijken wat de verschillen in het hele waterpakket zijn met een 10 cm hogere

grondwaterstand en wat de invloed is op de nutriënten in het oppervlaktewater. Dit kan gedaan worden

met een koppeling tussen PHREEQC en HYDRUS-2d.

De drains in de ondergrond kunnen zorgen voor de toevoer van water in het pakket. In HYDRUS-2d is

het verschil in bodemvocht gemodelleerd in de ondergrond. Grote verschillen zijn gemeten bij de

drains en tussen de drains. In het PHREEQC model is er gekeken wat de invloed is van de bodemvocht

waarden op de nutriënten concentraties bij de drain en tussen de drains. Het lagere bodemvocht tussen

de drains leidde tot:

Meer pyriet oxidatie, resulterend in meer sulfaat en ijzer(hydro)oxides.

Meer fosfaat binding, vanwege het ontstaan van meer ijzer(hydro)oxides

Meer nitrificatie, dus meer omzetting van ammonium naar nitraat.


9 Conclusies en aanbevelingen

9.1 Conclusies

9.1.1 Kwantiteit

Onderwaterdrains hadden bij Dynamisch peil een iets geringe uitzakking van de grondwaterstand tot

gevolg ten opzichte van de ongedraineerde situatie. Het verschil liep op tot maximaal 10 cm voor beide

proefjaren. Gedurende de winterperiode bevindt de grondwaterstand zich voor alle peilstrategieën

langere tijd rond het maaiveldniveau. Gedurende de winter zijn de verschillen dan ook beperkt. In de

zomerperiode zakken de grondwaterstanden langzaam uit, waarbij het vaste lage peil uiteindelijk tot

circa 10 cm dieper uitzakt ten opzichte van het vaste hoge peil. Het grondwaterstandsverloop bij

Dynamisch peil lag tussen dat van de vaste peilen. Het komt er derhalve op neer dat een

oppervlaktewaterpeil verschil van 40 cm (55 cm t.o.v 15 cm) resulteert in een maximaal verschil in de

zomer van 10 cm. Naar verwachting kan dit verschil gedurende extreem droge zomers verder oplopen.

Uit de modelsimulaties blijkt dat de grondwaterstandsfluctuatie zowel met het één-dimentionale model

SWAP als met het twee-dimentionale model Hydrus redelijk goed kan worden gesimuleerd. Bij de

kalibratie van SWAP worden voor de weerstand van de ontwateringsmiddelen redelijk hoge waarden

gevonden. In deze hoge drainageweerstand komt het autonome gedrag van veen met een lage

doorlatendheid van 1 tot enkele centimeters per dag tot uiting. Overeenkomstig de meetgegevens,

geven de modelresultaten een berekende grondwaterstand die in alle percelen gedurende de natte

winterperiode langdurig tot in of nabij maaiveld. In de winterperiode heeft onderwaterdrainage een

gering effect. In de droge zomers met een verdampingsoverschot geven de modelresultaten evenals de

meetgegevens een maximaal verschil van 10 centimeter tussen de verschillende peilstrategieën.

Uit de berekeningen met het twee-dimensionale model Hydrus blijkt dat de locatie van

observatiepunten bepalend is voor de rekenresultaten. Hieruit komt tevens naar voren dat metingen in

veenprofielen met een geringe doorlatendheid worden beïnvloed door de filterstelling, en daarmee de

inrichting van meetpunten. Indien geen rekening gehouden wordt met de geringe doorlatendheid van

het veen bij het interpreteren van meetgegevens kunnen metingen verkeerd worden geïnterpreteerd.


infiltreren een beperkte ruimtelijke verbreiding heeft. Het merendeel van de infiltratie vindt gedurende

het groeiseizoen als gevolg van een verdampingsoverschot plaats. In deze periode is de waterbeweging

van het infiltratiewater naar alle zijden gericht waardoor een bij benadering cirkelvormig gebied

ontstaat met water van oppervlaktewaterkwaliteit. In de daaropvolgende natte winterperiode met een

neerslagoverschot wordt een gedeelte van het eerder geïnfiltreerde water weer worden afgevoerd. Als

gevolg hiervan is er aan het begin van het groeiseizoen alleen nog onder drainniveau water met een

oppervlaktewaterkwaliteit aanwezig.

Uit de voorgaande waterbeweging komt tevens het belang van het gebruik van twee-dimensionale

berekeningen naar voren.


9.1.2 Grasopbrengst

Stikstofbemesting verhoogde de droge stof- stikstof- en fosforopbrengst, conform de verwachting

aangezien de beschikbaarheid van stikstof een belangrijke groeifactor is. De verschillen in opbrengsten

tussen de peilregimes en wel of geen onderwaterdrains waren aanmerkelijk kleiner en per jaar

verschillend. In 2014 waren de verschillen groter dan in 2015.

9.1.3 Kwaliteit

De kwaliteitsmetingen geven aan dat het sturen van nutriënten met de grondwaterstand mogelijk is. Er

is ook een duidelijk verband tussen de grondwaterstand en het bodemvocht. Een stijging van het

grondwater leidt tot een groter volume verzadigde grond, waar anaerobe processen plaats vinden. In de

onverzadigde zone vinden aerobe processen plaats, de snelheid van deze processen is afhankelijk van

het bodemvocht. De natuurlijke veranderingen van de grondwaterstand laten duidelijk zien dat fosfaat

en ammonium beïnvloed worden door de grondwaterstand. Nitraat concentraties zouden in theorie ook

beïnvloed moeten worden door de grondwaterstand, maar blijven constant.

Het verminderen van uitstroom van nutriënten vanuit het grondwater moet bereikt worden in

winterperiodes. In winterperiodes zijn grondwaterstanden hoger en zal het grondwater vaak

uitstromen in het oppervlaktewater. Op de proeflocatie ging het grondwater naar het oppervlaktewater

uitstromen na het groeiseizoen. Tijdens lagere grondwaterstanden zijn er grotere volumes grond

onverzadigd en dus in contact met zuurstof. Dit contact met zuurstof leidt tot de oxidatie van pyriet. De

producten van pyriet oxidatie zijn sulfaat en ijzer(hydro)oxides. De verse ijzer(hydro)oxides zorgen

ervoor dat fosfaat vastgelegd wordt. Op het moment dat de grond weer verzadigd raakt, verdwijnt

zuurstof en worden de ijzer(hydro)oxides omgezet. Dit betekent ook dat fosfaat vrij komt. Het fosfaat

komt vrij en zorgt voor een piek in de fosfaat concentraties in de bodem en het oppervlaktewater. Het

kunstmatig hoog houden van de grondwaterstand zorgt ervoor dat er minder fosfaat wordt vastgelegd

in de bodem. De hoge grondwaterstanden in de winterperiode zorgen voor een minder hoge fosfaat

piek. Een beter begrip van de processen rond ammonium en nitraat zijn nodig. Sturen op ammonium

en nitraat concentraties in oppervlaktewater is zonder dit begrip niet mogelijk.










gedaan moeten worden met een verdere koppeling tussen HYDRUS-2d en PHREEQC.

Het PHREEQC model is gebruikt om een model scenario te creëren, waar de grondwaterstand met 1o

cm is verhoogd. Op een diepte van 60 cm onder maaiveld is er gekeken wat op deze locatie de

verschillen zijn. De simulatie leidde tot:

Minder pyriet oxidatie, resulterend in minder sulfaat en ijzer(hydro)oxides.

Minder fosfaat binding, vanwege het ontstaan van minder ijzer(hydro)oxides

Minder nitrificatie, dus minder omzetting van ammonium naar nitraat.

In verder onderzoek moet blijken wat de verschillen in het hele waterpakket zijn met een 10 cm hogere

grondwaterstand en wat de invloed is op de nutriënten in het oppervlaktewater. Dit kan gedaan worden

met de koppeling tussen PHREEQC en HYDRUS-2d.


De drains in de ondergrond kunnen zorgen voor de toevoer van water in het pakket. In HYDRUS-2d is

het verschil in bodemvocht gemodelleerd in de ondergrond. Grote verschillen zijn gemeten bij de

drains en tussen de drains. In het PHREEQC model is er gekeken wat de invloed is van de bodemvocht

waarden op de nutriënten concentraties bij de drain en tussen de drains. Het lagere bodemvocht tussen

de drains leidde tot:

Meer pyriet oxidatie, resulterend in meer sulfaat en ijzer(hydro)oxides.

Meer fosfaat binding, vanwege het ontstaan van meer ijzer(hydro)oxides

Meer nitrificatie, dus meer omzetting van ammonium naar nitraat.

9.2 Aanbevelingen

9.2.1 Voortzetting van het onderzoek

Het eerste meetjaar heeft tot doel gehad de meetmethodieken op orde te krijgen. De combinatie van

handmatige grondwaterstanden i.r.t. telemetrisch hoogfrequente metingen van grondwater en

bodemvocht. En dat weer in combinatie met de grote hoeveelheid monsternames (meer dan 50

monsters per week!) voor chemische analyses van grondwater, bodemvocht (op meerdere dieptes),

drainwater, gras, etc. Het eerste en tweede meetjaar hebben veel informatie opgeleverd en vooral

inzicht en begrip van de relatie tussen bodemvocht en chemische processen. De vraag is dan ook of een

derde meetjaar zinvol is en/of verdere verdieping van de relaties grondwaterstand, bodemvocht en

chemie en daarmee de sturingsmogelijkheden.

Er zijn drie mogelijke vervolgen denkbaar:

- ‘Derde meetjaar’

- Verdieping waterkwaliteit en modellering

- Beslissingsondersteuning of afwegingskader OWD i.r.t. KRW doelstellingen

9.2.2 ‘Derde meetjaar’

Een derde meetjaar zou dan in dienst staan van het verder ontwikkelen van begrip tussen bodemvocht

en chemische processen. Uit de metingen van met name 2015 lijkt een duidelijk verband te zijn. Met

een derde meetjaar is dit met een langere periode vast te stellen en daarmee statisch gedegen

aantoonbaar te maken. Maar ook om beter begrip te krijgen van de betrokken chemische reacties die

nu nog niet volledig verklaard kunnen worden op basis uitsluitend veenafbraak.

Het blijkt echter dat de percelen 3,4 en 13 dit jaar zijn ontmanteld. De percelen worden momenteel

opnieuw ingericht. De praktijkproef te Zegveld had als groot voordeel dat de inrichting van de percelen

en de peil strategieën al een aantal jaren geleden in gang zijn gezet. Dit had als voordeel dat de

verstoring van de bodem tijdens de aanleg al een aantal jaren geleden heeft plaatsgevonden, waardoor

deze verstoring inmiddels geen invloed meer zal hebben op de metingen. Een tweede voordeel was dat

veranderingen in de bodem als gevolg van peilaanpassingen geleidelijk optreden om uiteindelijk op een

nieuw evenwicht uit te komen. Voor met name de kwaliteitsmetingen is het voorgaande aspect van

belang. Deze voordelen komen nu dus te vervallen. Het perceel waar sprake is van OWD (perceel 7 en

8) blijven, voor zover bekend bij het persé gaan van deze rapportage, gehandhaafd. De

vergelijkbaarheid tussen de effecten met (perceel 7 en 8) en zonder OWD (ontmantelde percelen 2,3 en

13) zijn echter niet mogelijk.

Een optie is de proef uit te breiden met drukdrains. Dat advies kwam van een aantal experts tijdens een

STOWA-bijeenkomst rond regelbare drainage, als manier om de effectiviteit van het actief sturen op de

grondwaterstand te vergroten. Voordeel voor Sturen op Nutriënten zou zijn dat effecten worden

versterkt. Het zou daarom als onderdeel van een 3e meetjaar kunnen worden meegenomen.


9.2.3 Verdieping waterkwaliteit en modelsimulaties in 2D

Een vervolg met verdieping modelsimulaties heeft tot doel de stap te kunnen maken om de

mogelijkheden om te sturen te onderzoeken. De resultaten laten zien dat er een relatie is tussen

slootpeil en grondwaterstand. Het is van belang vast te stellen in welke mate het bodemvocht in het

perceel te sturen. Dat betekent vervolgens de relatie van slootpeil naar grondwaterstand te verbinden

met de relatie bodemvocht naar chemische processen. De verbinding is dan het sturen van bodemvocht

via de grondwaterstand, en daarmee de nutriëntenhuishouding.

Het is met behulp van de modellering duidelijk geworden dat pH, zuurstofconcentraties, alkaliniteit en

de kation uitwisselingscapaciteit van de bodem belangrijke parameters zijn die nu nog niet of met een

te grote onzekerheid gemeten zijn. Naast de bestaande hoge frequentie metingen zou het verstandig

zijn om in een lagere frequentie (vanwege de kosten) de pH en alkaliniteit in het veld te meten. De pH

en alkaliniteit zijn parameters die na aanraking met de buitenlucht snel kunnen veranderen, metingen

in het veld zijn hierdoor stukken nauwkeuriger.

Het contact met zuurstof lijkt in de modellering, misschien wel de belangrijkste parameter voor een

deel van de processen die plaatsvinden. Een belangrijke vraag is: Hoeveel zuurstof is er beschikbaar bij

een grondwaterdaling? Monitoren van de zuurstofconcentraties op 60cm-mv in de buurt van de cups

voor de bodemvochtmonsters zal zorgen voor een beter begrip van de verschillende, meest belangrijke

redox processen.

Veen heeft een hoge uitwisselingscapaciteit. Veranderingen in pH of concentraties van ionen kan al snel

leiden tot het loskomen van hoge concentraties van nutriënten. De grootste veranderingen van pH en

concentraties vinden plaats bij veranderingen van de grondwaterstand. Om de impact van deze

ontwikkelingen op de uitwisselingscapaciteit te bepalen, zouden er grondmonsters moeten worden

genomen tijdens een hoge en lage grondwaterstand. Van deze bodemmonsters zou dan de

uitwisselingscapaciteit bepaald moeten worden en nog belangrijker de concentraties van ionen die aan

de uitwisselaars gebonden zijn. Deze bodemmonsters zouden daarnaast ook gebruikt kunnen worden

om de compositie van het organisch materiaal vast te stellen (hoeveel koolstof, stikstof, zwavel etc.) en

de aanwezige mineralen te laten analyseren. Deze informatie leidt tot een gedetailleerdere modellering

van de verschillende oxidatieprocessen en geeft een beter beeld welke nutriënten hierbij vrij komen.










gedaan moeten worden met een verdere koppeling tussen HYDRUS-2d en PHREEQC.

Voorstel

Het vervolgproject is dan ook een verdere verdieping van het begrip in processen en

sturingsmogelijkheden op basis van de meetresultaten uit het eerste en tweede meetjaar, aangevuld

met een beperkte set analyses van de chemie. Met deze extra analyses is het mogelijk om een

nauwkeuriger PRHEEQC model te maken. Hiermee is het mogelijk om een uitspoeling model te

ontwikkelen in combinatie met HYDRUS 2D. Aan de hand van dit model zal het mogelijk zijn om de

invloed van de onderwaterdrainage op de waterkwaliteit te bepalen.


9.2.4 Beslissingsondersteuning of afwegingskader OWD i.r.t. KRW doelstellingen

De waterschappen moeten in 2018 beslissingen nemen over maatregelen die in het kader van de

kaderrichtlijn water worden genomen. Daarom is het van belang dat de waterschappen inzicht hebben

in de mate waarin de maatregel onderwaterdrainage bijdraagt aan de gewenste

waterkwaliteitsverbetering. Deze doelstelling heeft dan ook tot gevolg dat het eindproduct van dit

project zal bestaan uit een beslissingsondersteunend systeem dat de waterschappen op eenvoudige

wijze kan worden toegepast. Hierbij kan gedacht worden aan een eenvoudige beslisboom, een

metamodel of een kaart waarin de toegevoegde waarde van onderwaterdrainage met betrekking tot

waterkwaliteitsverbetering tot uiting komt. Hierdoor kunnen de waterschappen een gefundeerde

beslissing nemen over het al dan niet toepassen van onderwaterdrainage als maatregel om de

waterkwaliteit ten behoeve van de kaderrichtlijn water te verbeteren.

Het voorstel

In de afgelopen jaren zijn er een aantal onderzoeken uitgevoerd naar de effecten van de aanleg van

onderwaterdrainage. In dit kader zijn op verschillende proeflocaties in Nederland een groot aantal

metingen uitgevoerd. Het gaat hierbij zowel om waterkwantiteits- als waterkwaliteitsmetingen. Hierbij

is tevens veel kennis opgedaan en zijn modellen en/of relaties opgezet om stromingsprocessen en

chemische processen beter te kunnen kwantificeren. De onderzoeken hebben op verschillende locaties

in veengebieden binnen Nederland plaatsgevonden.

Binnen dit project zal in eerste instantie een uitgebreide literatuurstudie en inventarisatie worden

uitgevoerd om een compleet beeld te krijgen van de reeds beschikbare kennis. Hierbij zal een

inventarisatie worden gemaakt van de karakteristieken van de locatie met betrekking tot de

bodemopbouw en de geohydrologische- en waterhuishoudkundige situatie. Daarnaast zal een overzicht

worden gemaakt van de beschikbare meetgegevens voor zowel de waterkwantiteit als de waterkwaliteit

alsmede de gebruikte modellen voor zowel de kwantiteit als de kwaliteit en evetnueel afgeleide relaties.

Vervolgens zal deze kennis en ervaring worden gebruikt voor het opzetten van een

beslissingsondersteunend systeem/afwegingskader (kan ook een beslistabel zijn) dat de waterschappen

kunnen inzetten ter ondersteuning van beleidsbeslissingen die in het kader van de kaderrichtlijn water

moeten worden genomen. De wijze waarop tot de hiervoor benodigde beslisregels kan worden gekomen

is in hoge mate afhankelijk van de beschikbare meetgegevens en modellen. Daarnaast is ook de

kwaliteit van deze modellen en gegevens van belang. Het voorgaande heeft tot gevolg dat zonder eerst

de hiervoor beschreven inventarisatie uit te voeren, niet op voorhand kan worden aangegeven welke

instrumenten zullen worden gebruikt om beslisregels op te kunnen stellen. Het kan hierbij namelijk

gaan om bijvoorbeeld metingen die de toestand van de actuele situatie beschrijven waardoor een goede

inschatting van het effect van onderwaterdrainage kan worden voorspeld. Het kan echter ook gaan om

berekeningen met modellen voor een aantal situaties die middels metamodellen kunnen worden

gebruikt in een beslissingsondersteunend systeem. Dit is dan ook de reden om het project op te delen in

twee fasen.

Fase 1 bestaat uit de inventarisatiefase waardoor duidelijk wordt welke onderzoeken, gegevens en

modellen beschikbaar zijn en de basis kunnen vormen voor een beslissingsondersteunend

systeem/afwegingskader. Deze fase zal worden afgerond met een advies waarin wordt voorgesteld op

welke wijze een beslissingsondersteunend systeem/afwegingskader op verantwoorde manier het tot

stand kan komen.

Fase 2 Bestaat uit het uiteindelijk opzetten en vormgeven van het beslissingsondersteunende

systeem/afwegingskader. Hierbij kan worden gedacht aan de volgende varianten:


- Een kaart waarin de effectiviteit van onderwaterdrainage is weergegeven (effectiviteit OWD

i.r.t. water en chemie);

- Een protocol, gekoppeld aan een beslisboom waarin bijvoorbeeld metingen worden

voorgesteld op basis waarvan via een beslisboom de conclusie kan worden getrokken in welke

mate onderwaterdrainage bijdraagt aan waterkwaliteitsdoelen;

- Metamodellen, gebaseerd op waterkwaliteitsmodellen, waaruit de effectiviteit van

onderwaterdrainage naar voren komt.


10 Referenties

Appelo, C. A. J., & Postma, D. (1995). Geochemistry, Groundwater and Pollution. Vadose Zone Journal (Vol.

5). CRC press.

Cappellen, P. Van, & Gaillard, J. (1996). Biogeochemical dynamics in aquatic sediments. Reviews in

Mineralogy and …. Retrieved from http://rimg.geoscienceworld.org/content/34/1/335.short

Davison, W., & Seed, G. (1983). The kinetics of the oxidation of ferrous iron in synthetic and natural waters.

Geochimica et Cosmochimica Acta. Retrieved from

http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/0016703783900911

Descourvieres, C., & Prommer, H. (2010). Kinetic reaction modeling framework for identifying and

quantifying reductant reactivity in heterogeneous aquifer sediments. … Science & Technology. Retrieved

from http://pubs.acs.org/doi/abs/10.1021/es101661u

Hardeveld, H. van, Hendriks, R., Kwakernaak, C., Van den Akker, J. 2006. Toepassing van

onderwaterdrainage in veenweiden. Waarheen met het Veen.

Hendriks R.F.A. en van den Akker J.J.H., 2012. Effecten van onderwaterdrains op de waterkwaliteit in

veenweiden. Alterra-rapport 2354

Hendriks, R. F. A., Akker, J. J. H. van den, Houwelingen, K. M. van, Kleef, J. van, Pleijter, M., & Toorn, A.

van den. (2014, July 31). Pilot onderwaterdrains Utrecht. Alterra Wageningen UR. Retrieved from

http://edepot.wur.nl/310585

Holshof, G., van Houwelingen, K.M., Lenssinck, F.A.J., 2011.Landbouwkundige gevolgen van peilverhoging

in het veenweidegebied. Wageningen UR Livestock Research, Rapport 526.

Hoving, I.E., André, G., van den Akker, J.J.H., Pleijter, M., 2008. Hydrologische en landbouwkundige

effecten van gebruik 'onderwaterdrains' op veengrond. Animal Sciences Group van Wageningen UR, Rapport

102.

Hoving, I.E., van den Akker, J.J.H., Pleijter, M., van Houwelingen, K., 2011. Hydrologische en

landbouwkundige effecten toepassing onderwaterdrains in polder Zeevang. Wageningen UR Livestock

Research, Rapport 449.

Hoving, I.E., P. Vereijken, K. van Houwelingen en M. Pleijter, 2013. Hydrologische en landbouwkundige

effecten toepassing onderwaterdrains bij dynamisch slootpeilbeheer op veengrond. Lelystad, Wageningen-

UR Livestock Research. Rapport 719.

Hoving, I.E., H. Massop, K. van Houwelingen, J.J.H. van den Akker en J. Kollen, 2015. Hydrologische en

landbouwkundige effecten toepassing onderwaterdrains in polder Zeevang; Vervolgonderzoek gericht op

de toepassing van een zomer- en winterpeil. Wageningen, Wageningen UR (University & Research centre)

Livestock Research, Livestock Research Report in druk.

Jacques, D., & Šimůnek, J. (2005). User manual of the multicomponent variably-saturated flow and transport

model HP1. Description, Verification and Examples, …. Retrieved from

http://edepot.wur.nl/310585


https://www.researchgate.net/profile/Diederik_Jacques/publication/27412542_User_manual_of_the_mult

icomponent_variably-saturated_flow_and_transport_model_HP1/links/09e41509902549e8d5000000.pdf

Jansen, P.C., Querner, E.P. en van den Akker, J.J.H., 2009. Onderwaterdrains in het veenweidegebied en de

gevolgen voor de inlaatbehoefte, de afvoer van oppervlaktewater en voor de maaivelddaling. Alterra-rapport

1872.

Kemmers, R.H. en G.F. Koopmans, 2009. Interne eutrofiering en veenafbraak; literatuuronderzoek. Effect

van toepassing van onderwaterdrains. Alterra-rapport 1980.

Lamers, LPM, H.B.M. Tomassen & J.G.M. Roelofs, 1998. Sulfate-induced eutrophication and phytotoxicity in

freshwater wetlands. Environmental Science & Technology 32: 199–205.

Lamers, L.P.M., L.L. Goverts, I.C.J.M. Janssen, J.J.M. Geurts, M.E.W. van der Welle, M.M. van Katwijk, T.

van der Heide, J.G.M. Roelofs & A.J.P. Smolders, 2013. Sulfide as a soil phytotoxin - a review. Frontiers in

Plant Physiology 4:268. doi: 10.3389/fpls. 2013.00268.

Litaor, M., & Reichmann, O. (2004). The geochemistry of phosphorus in peat soils of a semiarid altered

wetland. … Science Society of …. Retrieved from

https://dl.sciencesocieties.org/publications/sssaj/abstracts/68/6/2078

Loveless, J., & Painter, H. (1968). The influence of metal ion concentrations and pH value on the growth of a

Nitrosomonas strain isolated from activated sludge. Microbiology. Retrieved from

http://mic.microbiologyresearch.org/content/journal/micro/10.1099/00221287-52-1-1

Lövgren, L., Sjöberg, S., & Schindler, P. W. (1990). Acid/base reactions and Al(III) complexation at the

surface of goethite. Geochimica et Cosmochimica Acta, 54(5), 1301–1306. http://doi.org/10.1016/0016-

7037(90)90154-D

Madigan, M., Martinko, J., Parker, J., & Brock, T. (2005). Biology of Micro-Organisms.

Parkhurst, D., & Appelo, C. (1999). User’s guide to PHREEQC (Version 2): A computer program for

speciation, batch-reaction, one-dimensional transport, and inverse geochemical calculations. Retrieved from

ftp://ceres.udc.es/Master_en_Ingenieria_del_Agua/master antiguo_antes del

2012/Segundo_Curso/Modelos_de_Calidad_de_Aguas/Phreeqc Interactive 2.15.0/Doc/manual.pdf

Powell, J. M., Wattiaux, M. A., and Broderick, G. A.. Short communication: Evaluation of milk urea nitrogen

as a management tool to reduce ammonia emissions from dairy farms." Journal of dairy science 94.9 (2011):

4690-4694.

Prommer, H., & Stuyfzand, P. (2005). Identification of temperature-dependent water quality changes during

a deep well injection experiment in a pyritic aquifer. Environmental Science & Technology. Retrieved from

http://pubs.acs.org/doi/abs/10.1021/es0486768

Querner, E.P., Jansen, P.C. and Kwakernaak, C., 2008. Effects of water level strategies in Dutch peatlands: a

scenario study for the polder Zegveld.

Renaud, L. V., Roelsma, J., & Groenendijk, P. (2006). ANIMO 4.0.

Shenker, M., & Seitelbach, S. (2005). Redox reactions and phosphorus release in re‐ flooded soils of an

altered wetland. European Journal of …. Retrieved from http://onlinelibrary.wiley.com/doi/10.1111/j.1365-

2389.2004.00692.x/full

Simunek, J., Sejna, M., & Genuchten, M. Van. (1996). HYDRUS-2D: Simulating water flow and solute

transport in two-dimensional variably saturated media. … Center, Colorado School of Mines, Golden ….

Retrieved from https://scholar.google.nl/scholar?hl=nl&q=hydrus+2d&btnG=&lr=#1

Singer, P. C., & Stumm, W. (1970). Acidic mine drainage: the rate-determining step. Science (New York,

N.Y.), 167(3921), 1121–3. http://doi.org/10.1126/science.167.3921.1121

http://doi.org/10.1016/0016-7037(90)90154-D

http://doi.org/10.1016/0016-7037(90)90154-D

http://pubs.acs.org/doi/abs/10.1021/es0486768

http://onlinelibrary.wiley.com/doi/10.1111/j.1365-2389.2004.00692.x/full

http://onlinelibrary.wiley.com/doi/10.1111/j.1365-2389.2004.00692.x/full


Smolders, A. J. P. (2013). Waterkwaliteit in het veenweidegebied. De complexe interacties tussen oever,

waterbodem en oppervlaktewater. Landschap, 30, 145–153.

Smolders, A.J.P. Loermans, J. en Lamers, L.P.M. 2012. Effecten van flexibel peilbeheer op interne

bodemprocessen en waterkwaliteit. Onderzoekcentrum B-WARE (Rapportnr. 2012.51).

Smolders, A.J.P. & J.G.M. Roelofs, 1993. Sulphate mediated iron limitation and eutrophication in aquatic

ecosystems. Aquatic Botany 46: 247-253.

Smolders, A.J.P., L.P.M. Lamers, E.C.H.E.T. Lucassen, G. van der Velde & J.G.M. Roelofs, 2006. Internal

eutrophication: 'How it works and what to do about it', a review. Chemistry and Ecology 22: 93-111.

Smolders A.J.P., Van Diggelen J.H.M., Geurts J.J.M., Poelen M.D.M., Roelofs J.G.M., Lucassen E.C.H.E.T. &

Lamers L.P.M. 2013. Waterkwaliteit in het veenweidegebied; De complexe interacties tussen oever,

waterbodem en oppervlaktewater. Landschap 30(3): 145-153.

Van den Akker, J.J.H., Hendriks, R., Hoving, I. en Pleijter, M., 2010. Toepassing vanonderwaterdrains in

veenweidegebieden. Effecten op maaivelddaling, broeikasgasemissies en het water. Werkgemeenschap voor

Landschapsonderzoek (WLO), Utrecht, Landschap 27/3, 137-149.

Van den Akker, J.J.H., Jansen, P.C., Querner, E.P., 2011 Huidige en toekomstige watervraag van

veengronden in het Groene Hart, Verkenning naar het effect van onderwaterdrains. Alterra-rapport 2142.

Van den Akker, J.J.H., R.F.A. Hendriks and M. Pleijter, 2012. CO2 emissions of peat soils in agricultural use:

calculation and prevention. Proc. of the 19th Conference of the Int. Soil Tillage Res. Org. www.ISTRO.org

Van den Akker, J., & Hendriks, R. (2013). Pilot onderwaterdrains Krimpenerwaard. Retrieved from

http://content.alterra.wur.nl/Webdocs/PDFFiles/Alterrarapporten/AlterraRapport2466.pdf

Van den Eertwegh, G.A.P.H. en C.L. van Beek, 2004. Veen, water en vee. Water- en nutriëntenhuishouding

van een veenweidepolder. Eindrapport van het Veenweideproject fase I, uitgevoerd in de Vlietpolder. Stowa

2004-30.

Van Eekeren, N.J.M.; Deru, J.; Boer, H.C. de; Philipsen, 2011.Terug naar de graswortel : een betere

nutriëntenbenutting door een intensievere en diepere beworteling. Louis Bolk Instituut.

Van Kekem, A.J. (eindredactie) 2004. Veengronden en stikstofleverend vermogen. Alterra-rapport 965.

Van Staveren, G. en Velstra, J., 2012. Verzilting van landbouwgronden in Noord-Nederland in het perspectief

van de effecten van klimaatsverandering. Acacia Water, rapport nummer KvR 058/12.

Woestenburg, M., 2009. Waarheen met het veen. Kennis voor keuzes in het westelijk veenweidegebied.

Uitgeverij Landwerk.

Zijden, A. van der, Kruk, M. en Zevenhoven, M., 2011. Effecten van onderwaterdrainage op

indringweerstanden en bodemfauna veenbodems. Landschapsbeheer Zuid-Holland

http://www.istro.org/

http://content.alterra.wur.nl/Webdocs/PDFFiles/Alterrarapporten/AlterraRapport2466.pdf


Bijlage 1. Neerslagtekort

Neerslagtekort 2014 (KNMI 2015-4-22)

Neerslagtekort 2015 (KNMI 2015-11-04)


Bijlage 2. Grondwaterstandsverloop

Handmatig gemeten grondwaterstanden per proefperceel 2014

Het betreft steeds per meetmoment de gemiddelde waarde van meerdere peilbuizen in een perceel. De grafiek toont dan ook het gemiddelde verloop van meerdere

peilbuizen in een perceel.

Drains 4m

Drains 8m

Geen drains

Slootpeil

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

-80

-70

-60

-50

-40

-30

-20

-10

0

Nee

rsla

g (m

m)

Gro

nd

wat

erst

and

(cm

-mv)

PR02

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

-80

-70

-60

-50

-40

-30

-20

-10

0

Nee

rsla

g (m

m)

Gro

nd

wat

erst

and

(cm

-mv)

PR03

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

-80

-70

-60

-50

-40

-30

-20

-10

0

Nee

rsla

g (m

m)

Gro

nd

wat

erst

and

(cm

-mv)

PR07b

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

-80

-70

-60

-50

-40

-30

-20

-10

0

Nee

rsla

g (m

m)

Gro

nd

wat

erst

and

(cm

-mv)

PR08b

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

-80

-70

-60

-50

-40

-30

-20

-10

0

Nee

rsla

g (m

m)

Gro

nd

wat

erst

and

(cm

-mv)

PR11

0

10

20

30

40

50

60

70

-80

-70

-60

-50

-40

-30

-20

-10

0

Nee

rsla

g (m

m)

Gro

nd

wat

erst

and

(cm

-mv)

PR13


Handmatig gemeten grondwaterstanden per proefperceel 2015

Het betreft steeds per meetmoment de gemiddelde waarde van meerdere peilbuizen in een perceel. De grafiek toont dan ook het gemiddelde verloop van meerdere

peilbuizen in een perceel.

Drains 4m

Drains 8m

Geen drains

Slootpeil

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

-80

-70

-60

-50

-40

-30

-20

-10

0

Nee

rsla

g (m

m)

Gro

nd

wat

erst

and

(cm

-mv)

PR02

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

-80

-70

-60

-50

-40

-30

-20

-10

0N

eers

lag

(mm

)

Gro

nd

wat

erst

and

(cm

-mv)

PR03

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

-80

-70

-60

-50

-40

-30

-20

-10

0

Nee

rsla

g (m

m)

Gro

nd

wat

erst

and

(cm

-mv)

PR07b

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

-80

-70

-60

-50

-40

-30

-20

-10

0

Nee

rsla

g (m

m)

Gro

nd

wat

erst

and

(cm

-mv)

PR08b

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

-80

-70

-60

-50

-40

-30

-20

-10

0

Nee

rsla

g (m

m)

Gro

nd

wat

erst

and

(cm

-mv)

PR11

0

10

20

30

40

50

60

70

-80

-70

-60

-50

-40

-30

-20

-10

0

Nee

rsla

g (m

m)

Gro

nd

wat

erst

and

(cm

-mv)

PR13


Bijlage 3. Analyse van grondwaterstand metingen Statistische analyse

Om een betrouwbare uitspraak te kunnen doen over verschillen in grondwaterstanden tussen beide

proefjaren, tussen de peilregimes en tussen wel en geen onderwaterdrains zijn de metingen

gemodelleerd en vervolgens statistisch getoetst. Voor de grondwaterstanden is uitgegaan van een

cyclisch verloop binnen een jaar, aangezien gemiddeld de grondwaterstanden in de winter relatief hoog

en in de zomer relatief laag zijn. Uitgegaan is van een sinusoïde verloop, hetgeen een sterke

versimpeling van de werkelijkheid is.

Het verloop van de grondwaterstand Z t volgt per buis een sinusoïde met de volgende formule:

2

*cos365

t PhaseZ t Nivo Amplitude

(1)

De analyse is in twee fasen uitgevoerd. In de eerste fase zijn de parameters Niveau, Amplitude en Fase

per buis geschat met FITNONLINEAR in Genstat (Genstat 6. Committee, 2002). In de tweede fase zijn

de verschillen tussen de gemiddelde grondwaterstand per jaar, per peilregime en er drainbehandeling

onderzocht door de schattingen voor amplitude, niveau en phase van de peilbuizen te analyseren

volgens de REML (residual maximum likelihood) procedure in GenStat. Vaste effecten zijn getoetst met

de F-toets voor de F-toetsingsgrootheid voor de Wald toets. In Tabel 12 staan de geschatte

modelparameters per behandeling gemiddeld over beide proefjaren.


Tabel 12 Modelparameters Amplitude (A), Niveau (N) en Phase (P) per peilregime, per drainbehandeling

gemiddeld over 2014 en 2015.

A N P

Geen

drains Drain

4m Drain

8m Geen

drains Drain

4m Drain

8m Geen

drains Drain

4m Drain

8m

Vast hoog 21.06 18.95 19.14 -25.8 -24.94 -26.5 362.2 363.5 361.3

Vast laag 22.73 22.16 22.13 -29.84 -31.25 -31.21 363.5 365 365.5

Dynamisch 29.86 20.3 20.91 -28.56 -30.88 -32.17 364.2 358.8 356.4

Op basis van de parameters uit Tabel 12 zijn in Figuur 10 de gemodelleerde grondwaterstanden

weergegeven.

Figuur 10. Gemodelleerde grondwaterstand per peilregime, per drainbehandeling gemiddeld over 2014 en 2015

De figuur laat zien dat gemiddeld de grondwaterstanden bij Vast hoog peil hoger liggen dan bij Vast

laag en Dynamisch peil. In de situatie Dynamisch peil zonder drains waren de grondwaterstanden in

het zomer halfjaar het diepst. Het toepassen van onderwaterdrains leidde bij Dynamisch peil tot hogere

grondwaterstanden in de zomer en lagere grondwaterstanden in de winter. Bij Vast laag en Vast hoog

peil was deze nivellerende werking veel geringer. Bij Vast hoog peil verhoogden onderwaterdrains de

zomergrondwaterstand en was de werking bij een drainafstand van 4 m beter dan bij een afstand van

8 m. Bij Vast laag peil verlaagden onderwaterdrains de wintergrondwaterstanden enigszins en was er

geen verschil tussen de drainafstanden.

Dit zijn de verschillen die op hoofdlijnen uit de figuur gehaald worden. Voor wat betreft de statistische

analyse werden voor N en A (P is buiten beschouwing gebleven) significante verschillen (F pr <0.001)

gevonden voor jaar, peilregime, wel of geen onderwaterdrains en de interacties hier tussen. Het is

zodoende moeilijk om eenduidig de verschillen tussen peilregimes en wel of geen drains aan te geven.

In Tabel 13 zijn voor N en A de parameterschattingen en de statistisch verschillen aangegeven per jaar

per behandeling.


Tabel 13. Parameterschattingen voor N en A en de statistisch verschillen per jaar per peilregime en per

drainbehandeling. De statistische verschillen zijn aangegeven met letters; combinaties van Jaar, Peilregime en

Drain verschillen significant wanneer de letters niet overeenkomen.

Niveau

Amplitude

Jaar Peilregime Drain cm Significantie Jaar Peilregime Drain cm Significantie

2014 Vast laag Drain-08 -34.7 a . . . . . . . . . 2014 Vast hoog Drain-04 12.0 a . . . .

2014 Vast laag Drain-04 -34.0 a b . . . . . . . . 2014 Vast hoog Drain-08 12.8 a b . . .

2014 Dynamisch Drain-08 -33.8 a b . . . . . . . . 2014 Dynamisch Drain-08 14.4 a b . . .

2014 Vast laag Geen drain -32.4 . b c . . . . . . . 2014 Dynamisch Drain-04 14.4 a b . . .

2014 Dynamisch Drain-04 -31.7 . . c . . . . . . . 2014 Vast hoog Geen drain 14.4 a b . . .

2014 Dynamisch Geen drain -31.5 . . c d . . . . . . 2014 Vast laag Drain-04 16.6 a b . . .

2015 Dynamisch Drain-08 -30.5 . . c d e . . . . . 2014 Vast laag Drain-08 16.6 a b . . .

2015 Dynamisch Drain-04 -30.0 . . . d e f . . . . 2014 Vast laag Geen drain 16.8 a b . . .

2015 Vast laag Drain-04 -28.5 . . . . e f g . . . 2014 Dynamisch Geen drain 20.0 . b c . .

2014 Vast hoog Drain-08 -28.2 . . . . e f g h . . 2015 Vast hoog Drain-08 25.5 . . c d .

2014 Vast hoog Geen drain -27.9 . . . . e f g h . . 2015 Vast hoog Drain-04 25.9 . . c d .

2015 Vast laag Drain-08 -27.8 . . . . . f g h . . 2015 Dynamisch Drain-04 26.2 . . c d .

2015 Vast laag Geen drain -27.3 . . . . . . g h i . 2015 Dynamisch Drain-08 27.5 . . c d .

2014 Vast hoog Drain-04 -27.0 . . . . . . g h i . 2015 Vast laag Drain-08 27.7 . . c d .

2015 Dynamisch Geen drain -25.7 . . . . . . . h i j 2015 Vast hoog Geen drain 27.7 . . c d .

2015 Vast hoog Drain-08 -24.8 . . . . . . . . i j 2015 Vast laag Drain-04 27.7 . . . d .

2015 Vast hoog Geen drain -23.7 . . . . . . . . . j 2015 Vast laag Geen drain 28.6 . . . d .

2015 Vast hoog Drain-04 -22.9 . . . . . . . . . j 2015 Dynamisch Geen drain 39.8 . . . . e

In 2014 was het gemiddelde niveau van de grondwaterstanden (N) lager en was de stijging en daling

van de grondwaterstanden (A) kleiner dan in 2015. Het lagere niveau (ondanks het drogere

groeiseizoen in 2015) werd vermoedelijk veroorzaakt door de lagere wintergrondwaterstanden in 2014

ten opzichte van 2015. In 2014 hadden de gedraineerde delen bij Vast laag peil relatief de laagste

grondwaterstanden en hadden de gedraineerde delen bij Vast hoog peil de hoogste grondwaterstanden.

De drainobjecten bij dynamisch peil lagen hier tussen. In 2015 hadden de gedraineerde delen bij

Dynamisch peil gemiddeld de laagste grondwaterstanden, gevolgd door respectievelijk Vast laag en

Vast hoog. Dynamisch peil zonder drains had een relatief lage gemiddelde grondwaterstand (significant

lager dan de gedraineerde objecten bij Dynamisch peil).

Zowel in 2014 als 2015 was de stijging en daling bij Vast hoog peil relatief klein en bij Vast hoog peil

relatief groot. De gedraineerde delen voor Dynamisch peil lagen hier tussen in. De ongedraineerde

delen bij Dynamisch peil hadden in beide jaren de grootste stijging en daling. In 2015 was dit

significant lager dan van de andere objecten. De drains gaven bij Dynamisch peil dus een vlakker

grondwaterstandsverloop. Hierbij was geen aantoonbaar verschil in werking tussen de drainafstanden.

Voor wat betreft de vaste peilen was er alleen een verschil bij Vast hoog peil tussen de drainafstanden 4

en 8 m.


Bijlage 4. Droge stofopbrengst gras

Tabel 1. Grasopbrengst (kg ds.ha-1) per peilregime, per perceel, per snede en totaal en per behandeling

in 2014 (C: geen drains, D: onderwaterdrains, N0: geen N-bemesting, N1: wel N-bemesting).

Peilregime Perceel Object Snede Totaal

1 2 3 4 5

Vast laag PR02 C-N0 2999 2772 1809 1891 613 10084

C-N1 4402 3297 1851 2072 822 12445

PR03 C-N0 3444 2838 1781 2452 867 11383

C-N1 4073 3606 1879 2482 930 12971

Dynamisch PR07b C-N0 3091 3095 1613 2679 1138 11615

C-N1 4527 3407 1859 2773 1100 13667

D-N0 2801 2810 1700 2331 983 10625

D-N1 3705 3586 2044 2475 1013 12823

PR08b C-N0 2939 3088 1605 2453 1191 11275

C-N1 4076 3466 1951 2773 1141 13407

D-N0 2193 2499 1613 2354 1175 9834

D-N1 3481 3593 2068 2497 1112 12751

Vast hoog PR13 C-N0 2427 2371 1431 2604 953 9785

C-N1 4371 3445 1866 2763 1030 13475

Tabel 2. Grasopbrengst (kg ds.ha-1) per peilregime, per perceel, per snede en totaal en per behandeling

in 2015 (C: geen drains, D: onderwaterdrains, N0: geen N-bemesting, N1: wel N-bemesting).


1 2 3 4 5

Vast laag PR02 C-N0 2439 2396 1891 1903 1406 10036

C-N1 4578 2821 2386 2633 1458 13876

PR03 C-N0 2968 2377 1784 1932 1499 10559

C-N1 4430 3220 1990 2605 1676 13921

Dynamisch PR07b C-N0 3049 2481 1813 2369 1290 11002

C-N1 5357 3064 1849 3032 1260 14562

D-N0 3335 2074 1828 2203 1266 10706

D-N1 4638 3413 2294 2984 1284 14613

PR08b C-N0 3654 2079 1806 2146 1312 10998

C-N1 5515 3224 2269 2659 1262 14929

D-N0 3929 1845 2288 2178 1315 11554

D-N1 4947 3066 2591 2669 1422 14695

Vast hoog PR13 C-N0 3850 1704 1862 1605 1430 10453

C-N1 5488 3181 2463 2745 1574 15451


Bijlage 5. Analyse resulaten gras Tabel 1. Analyse resultaten inhoudstoffen gras 2014

Peilregime Perceel Object Snede Al Ca Fe K Mg Mn Na P S Si Zn N C N/P

(µmol/g dw) (µmol/g dw) (µmol/g dw) (µmol/g dw) (µmol/g dw) (µmol/g dw) (µmol/g dw) (µmol/g dw) (%) (µmol/g dw) (µmol/g dw) (µmol/g dw) (µmol/g dw) % (µmol/g dw) % g/g

Vast laag PR02 C-N0 1 10.8 120.8 5.0 820.9 76.5 3.6 25.2 118.0 0.4 91.2 12.6 0.4 1638.9 2.30 36406 43.7 6.3

PR02 C-N0 2 0.8 115.3 1.5 813.4 77.1 4.5 28.4 111.6 0.3 109.7 11.5 0.4 1274.5 1.79 35584 42.7 5.2

PR02 C-N0 3 8.9 155.4 3.8 991.6 109.9 5.4 43.6 123.8 0.4 210.8 12.4 0.5 2114.0 2.96 35052 42.1 7.7

PR02 C-N0 4 1.6 110.5 2.1 780.4 70.8 3.6 25.8 116.5 0.4 93.5 9.5 0.4 1577.8 2.21 35979 43.2 6.1

PR02 C-N0 5 45.7 135.4 16.8 869.4 96.7 4.2 34.6 152.9 0.5 171.7 13.3 0.7 2419.2 3.39 36097 43.4 7.2

PR02 C-N1 1 1.5 125.4 1.9 1013.8 89.9 3.0 54.1 128.1 0.4 113.2 12.6 0.5 2121.8 2.97 35502 42.6 7.5

PR02 C-N1 2 15.1 137.8 5.7 869.1 96.6 3.3 57.3 110.1 0.3 120.6 12.5 0.5 1658.6 2.32 35484 42.6 6.8

PR02 C-N1 3 5.4 147.1 2.9 882.8 112.6 3.3 77.8 101.4 0.3 172.1 11.0 0.5 . .

PR02 C-N1 4 4.6 121.4 3.2 683.5 82.9 2.9 51.8 110.2 0.3 104.1 13.2 0.4 1750.0 2.45 35782 43.0 7.2

PR02 C-N1 5 104.7 137.1 41.5 760.6 110.8 4.0 64.2 134.0 0.4 192.8 19.2 0.7 2510.6 3.52 34904 41.9 8.5

PR03 C-N0 1 2.2 132.0 1.8 737.8 77.0 2.7 65.5 123.8 0.4 93.4 11.6 0.5 1790.3 2.51 36071 43.3 6.5

PR03 C-N0 2 1.6 115.0 1.1 799.8 79.8 3.8 82.6 115.7 0.4 120.5 13.9 0.4 1310.6 1.84 35409 42.5 5.1

PR03 C-N0 3 2.9 160.5 1.8 845.2 118.3 4.4 132.4 119.9 0.4 221.0 10.4 0.5 2259.6 3.17 35624 42.8 8.5

PR03 C-N0 4 1.9 135.5 1.7 820.2 105.2 3.5 123.8 113.4 0.4 148.7 11.1 0.5 2245.1 3.14 35504 42.6 8.9

PR03 C-N0 5 61.2 161.9 21.1 809.0 136.7 3.2 196.3 128.8 0.4 156.7 18.1 0.8 2866.2 4.01 35101 42.2 10.1

PR03 C-N1 1 1.4 113.4 1.7 756.6 86.5 2.9 103.2 118.5 0.4 102.2 10.8 0.5 2063.3 2.89 36109 43.4 7.9

PR03 C-N1 2 1.3 129.2 1.5 672.8 90.2 3.9 168.3 110.6 0.3 121.2 11.7 0.5 1451.7 2.03 35710 42.9 5.9

PR03 C-N1 3 0.7 186.5 2.0 648.5 150.3 4.7 265.5 93.0 0.3 192.9 11.0 0.6 2936.8 4.11 35986 43.2 14.3

PR03 C-N1 4 5.1 148.2 2.7 692.5 113.2 3.3 173.8 109.8 0.3 132.4 15.0 0.6 2352.3 3.29 35505 42.6 9.7

PR03 C-N1 5 116.8 189.2 53.6 567.3 152.5 3.1 234.9 117.5 0.4 166.5 16.1 0.8 2888.7 4.05 34006 40.8 11.1

Dynamisch PR07b C-N0 1 2.3 128.3 1.8 787.4 78.8 3.2 47.6 127.0 0.4 90.1 14.0 0.4 1600.3 2.24 35930 43.2 5.7

PR07b C-N0 2 1.5 120.3 1.4 911.5 89.0 3.7 42.9 129.7 0.4 117.3 13.4 0.5 1473.4 2.06 31729 38.1 5.1

PR07b C-N0 3 1.2 146.7 1.8 988.4 110.3 4.5 79.6 146.8 0.5 213.9 12.8 0.7 2338.8 3.28 35191 42.3 7.2

PR07b C-N0 4 6.2 119.7 3.4 901.7 96.0 3.8 107.5 141.4 0.4 145.8 11.6 0.7 1909.00 2.67 34753.15 41.7 6.1

PR07b C-N0 5 37.9 141.8 15.0 909.6 119.0 3.6 152.7 163.5 0.5 196.1 14.3 0.8 2791.8 3.91 35721 42.9 7.7

PR07b C-N1 1 1.7 124.2 1.5 887.6 79.4 2.8 52.1 128.2 0.4 97.4 10.5 0.5 1941.8 2.72 37930 45.6 6.8

PR07b C-N1 2 1.7 126.0 1.5 936.1 85.6 3.1 48.9 128.0 0.4 112.0 10.8 0.5 1526.7 2.14 33534 40.3 5.4

PR07b C-N1 3 1.6 145.1 1.8 972.0 111.4 3.3 107.5 124.0 0.4 194.6 10.9 0.7 2532.6 3.55 35367 42.5 9.2

PR07b C-N1 4 19.0 127.0 7.8 909.2 94.9 3.2 104.1 131.3 0.4 154.3 20.3 0.7 1944.9 2.72 34819 41.8 6.7

PR07b C-N1 5 5.0 140.6 2.9 887.2 123.5 3.0 191.0 160.5 0.5 179.9 13.1 0.7 2709.6 3.80 35992 43.2 7.6

PR07b D-N0 1 2.4 115.8 1.7 859.4 70.2 3.4 26.1 114.2 0.4 88.4 13.8 0.4 1743.1 2.44 35781 43.0 6.9

PR07b D-N0 2 1.2 108.8 1.3 866.8 79.2 5.4 21.6 136.9 0.4 116.6 12.6 0.5 1474.4 2.07 35417 42.5 4.9

PR07b D-N0 3 1.3 149.6 1.6 962.7 102.7 4.7 46.2 154.3 0.5 202.4 11.2 0.6 2113.1 2.96 35374 42.5 6.2

PR07b D-N0 4 45.2 116.9 19.3 817.5 81.7 3.7 31.6 130.0 0.4 116.4 11.7 0.7 1670.0 2.34 33534 40.3 5.8

PR07b D-N0 5 2.7 125.7 1.9 1000.7 98.1 3.3 53.4 163.1 0.5 163.4 12.7 0.6 2617.2 3.67 35954 43.2 7.3

PR07b D-N1 1 1.6 124.5 1.5 840.6 84.6 3.5 58.1 128.4 0.4 88.7 12.7 0.5 1851.8 2.59 35676 42.8 6.5

PR07b D-N1 2 1.5 129.5 1.6 838.5 100.5 3.7 71.8 127.4 0.4 106.1 10.0 0.5 1713.5 2.40 35074 42.1 6.1

PR07b D-N1 3 1.1 135.9 1.6 871.1 105.8 3.7 67.9 127.2 0.4 132.2 12.3 0.6 2426.9 3.40 36182 43.5 8.6

PR07b D-N1 4 32.9 130.2 14.3 763.0 100.0 3.6 72.0 131.7 0.4 118.2 14.2 0.7 1963.9 2.75 35108 42.2 6.7

PR07b D-N1 5 4.7 139.5 2.4 830.7 124.4 3.3 133.7 158.4 0.5 155.5 12.3 0.7 2760.9 3.87 36520 43.9 7.9

PR08b C-N0 1 2.2 115.3 1.8 815.0 72.7 2.6 27.5 129.0 0.4 91.0 12.2 0.4 1700.4 2.38 35926 43.1 6.0

PR08b C-N0 2 2.1 112.5 1.6 969.5 83.8 3.3 32.5 138.7 0.4 114.1 12.8 0.5 1593.5 2.23 35442 42.5 5.2

PR08b C-N0 3 1.1 148.7 1.7 989.1 114.2 3.9 78.1 141.2 0.4 227.1 11.5 0.6 2213.5 3.10 35414 42.5 7.1

PR08b C-N0 4 40.5 109.3 18.8 866.2 95.6 3.8 75.7 130.3 0.4 158.4 11.7 0.6 1936.6 2.71 34958 42.0 6.7

PR08b C-N0 5 5.1 118.8 2.7 1042.3 109.2 3.4 106.8 167.7 0.5 181.5 14.4 0.6 2600.1 3.64 35358 42.5 7.0

PR08b C-N1 1 4.5 112.3 2.6 838.5 79.2 2.9 48.4 122.7 0.4 101.5 11.9 0.5 1817.0 2.54 34945 42.0 6.7

PR08b C-N1 2 0.9 120.1 1.3 980.3 91.8 2.7 40.7 124.7 0.4 109.2 11.8 0.5 1786.7 2.50 35157 42.2 6.5

PR08b C-N1 3 1.6 135.7 1.7 1063.1 108.2 3.0 78.5 114.5 0.4 166.9 13.4 0.6 2829.0 3.96 35490 42.6 11.2

PR08b C-N1 4 15.2 117.6 6.4 919.1 97.1 3.3 89.8 132.8 0.4 142.1 14.6 0.6 2131.3 2.99 35149 42.2 7.3

PR08b C-N1 5 4.0 130.8 2.2 961.0 122.4 3.2 170.0 165.4 0.5 184.9 13.2 0.7 2941.7 4.12 35959 43.2 8.0

PR08b D-N0 1 2.0 108.1 1.5 736.7 71.0 2.4 26.5 120.9 0.4 89.5 11.5 0.4 1647.8 2.31 35385 42.5 6.2

PR08b D-N0 2 1.3 108.6 1.4 886.8 87.5 3.2 24.9 135.9 0.4 124.8 12.0 0.4 1628.5 2.28 35420 42.5 5.4

PR08b D-N0 3 2.2 133.4 2.1 1000.5 106.1 3.1 40.7 154.6 0.5 208.2 11.5 0.6 2195.3 3.07 35305 42.4 6.4

PR08b D-N0 4 11.1 104.3 4.8 921.1 86.0 2.6 48.0 136.6 0.4 119.7 16.8 0.6 1986.8 2.78 35175 42.2 6.6

PR08b D-N0 5 3.8 125.5 2.2 1115.6 121.2 2.7 78.5 168.3 0.5 171.4 15.9 0.7 2735.4 3.83 35628 42.8 7.3

PR08b D-N1 1 0.7 111.0 1.4 923.1 78.8 2.6 52.6 128.0 0.4 90.7 10.0 0.5 1847.9 2.59 35432 42.6 6.5

PR08b D-N1 2 1.3 126.6 1.5 931.5 94.9 2.6 45.2 134.3 0.4 112.6 11.6 0.5 1814.6 2.54 37385 44.9 6.1

PR08b D-N1 3 2.2 150.8 2.1 952.5 120.4 2.7 116.7 115.1 0.4 153.2 12.1 0.7 2697.5 3.78 35546 42.7 10.6

PR08b D-N1 4 3.8 123.8 2.0 912.3 104.4 2.3 111.3 133.3 0.4 117.4 17.4 0.6 2264.1 3.17 35372 42.5 7.7

PR08b D-N1 5 7.0 140.2 2.9 793.5 143.3 2.5 232.3 147.5 0.5 164.9 12.5 0.7 3034.9 4.25 35929 43.2 9.3

Vast hoog PR13 C-N0 1 1.7 111.9 1.5 793.1 67.1 2.7 24.5 108.5 0.3 85.1 10.9 0.4 1532.6 2.15 35745 42.9 6.4

PR13 C-N0 2 1.0 112.0 1.3 874.9 80.0 4.1 32.7 115.5 0.4 119.8 12.2 0.4 1392.5 1.95 35311 42.4 5.4

PR13 C-N0 3 1.0 154.0 1.5 974.1 109.8 5.4 50.3 132.8 0.4 257.3 10.8 0.6 2228.3 3.12 35564 42.7 7.6

PR13 C-N0 4 1.6 96.9 2.2 901.5 75.5 3.6 31.2 128.2 0.4 123.7 13.3 0.5 1820.7 2.55 35251 42.3 6.4

PR13 C-N0 5 14.7 117.7 6.5 990.5 96.7 3.7 41.6 151.7 0.5 174.4 13.0 0.7 2580.9 3.61 36029 43.3 7.7

PR13 C-N1 1 1.6 103.1 2.0 880.5 67.4 2.5 35.1 114.6 0.4 89.3 10.5 0.5 1815.8 2.54 35768 43.0 7.2

PR13 C-N1 2 1.1 114.0 1.3 931.9 81.7 3.6 37.7 120.5 0.4 116.2 10.1 0.4 1584.0 2.22 35553 42.7 5.9

PR13 C-N1 3 1.9 140.7 1.8 1095.8 110.6 4.0 88.6 106.1 0.3 185.9 10.7 0.7 2752.2 3.85 35549 42.7 11.7

PR13 C-N1 4 3.8 105.0 2.1 910.4 85.8 3.2 71.6 114.0 0.4 133.4 13.6 0.6 2166.0 3.03 35387 42.5 8.6

PR13 C-N1 5 59.5 140.2 23.7 924.2 113.4 3.1 107.0 137.4 0.4 170.5 16.3 0.8 2824.9 3.96 34402 41.3 9.3


Tabel 2. Analyse resultaten inhoudstoffen gras 2015

Peilregime Perceel Object Snede Al Ca Fe K Mg Mn Na P S Si Zn N C N/P

(µmol/g dw) (µmol/g dw) (µmol/g dw) (µmol/g dw) (µmol/g dw) (µmol/g dw) (µmol/g dw) (µmol/g dw) (%) (µmol/g dw) (µmol/g dw) (µmol/g dw) (µmol/g dw) % (µmol/g dw) % g/g

Vast laag PR02 C-N0 1 7.0 127.3 3.3 641.5 65.3 3.9 22.7 92.4 0.3 70.1 3.9 0.4 1431.8 2.0 35576.5 42.7 7.0

PR02 C-N0 2 1.1 115.7 1.2 745.4 68.4 5.5 29.9 101.0 0.3 122.4 10.1 0.4 1752.5 2.5 35844.7 43.0 7.8

PR02 C-N0 3 2.4 122.3 3.1 876.4 85.3 5.9 38.5 117.5 0.4 164.6 12.1 0.8 2079.1 2.9 35121.4 42.1 8.0

PR02 C-N0 4 18.4 91.4 1.4 793.2 68.5 4.2 41.9 112.0 0.3 116.0 10.5 0.6 1776.9 2.5 35099.1 42.1 7.2

PR02 C-N0 5 3.2 85.9 2.3 843.0 54.5 2.9 18.3 117.6 0.4 97.4 9.1 0.4 1571.4 2.2 35368.6 42.4 6.0

PR02 C-N1 1 2.6 129.7 1.2 742.0 76.7 3.0 49.3 101.9 0.3 76.6 3.4 0.7 1661.0 2.3 35297.9 42.4 7.4

PR02 C-N1 2 0.8 121.8 1.1 827.4 76.9 3.6 47.6 92.0 0.3 117.0 9.0 0.5 2255.0 3.2 35963.0 43.2 11.1

PR02 C-N1 3 2.6 120.8 2.9 858.1 88.3 4.4 66.3 96.6 0.3 142.5 12.0 0.8 2367.6 3.3 35329.9 42.4 11.1

PR02 C-N1 4 3.4 93.3 1.3 822.4 79.6 3.0 89.8 111.1 0.3 108.9 11.2 0.6 2161.6 3.0 35043.1 42.1 8.8

PR02 C-N1 5 5.3 92.5 1.6 814.6 58.2 2.5 33.5 111.5 0.3 98.0 7.9 0.4 1778.0 2.5 35765.4 42.9 7.2

PR03 C-N0 1 4.7 132.2 1.0 616.2 64.3 2.8 78.2 99.2 0.3 64.5 3.1 0.6 1356.2 1.9 35473.8 42.6 6.2

PR03 C-N0 2 1.2 116.1 0.8 657.4 63.4 4.7 84.2 93.7 0.3 116.7 9.7 0.4 1159.6 1.6 35405.7 42.5 5.6

PR03 C-N0 3 2.6 135.2 1.6 726.4 87.5 4.6 84.4 99.7 0.3 155.8 11.1 0.6 2035.9 2.9 35099.1 42.1 9.2

PR03 C-N0 4 1.6 100.3 1.7 815.3 74.7 3.4 80.8 105.1 0.3 126.1 10.1 0.5 1850.2 2.6 35360.9 42.4 8.0

PR03 C-N0 5 1.9 109.2 1.5 872.2 64.8 2.6 47.3 121.3 0.4 107.6 7.7 0.4 1927.8 2.7 35760.9 42.9 7.2

PR03 C-N1 1 2.7 141.4 1.1 624.9 82.1 2.3 78.7 100.6 0.3 93.3 3.6 0.6 2180.6 3.1 36133.9 43.4 9.8

PR03 C-N1 2 1.0 141.2 1.0 636.6 85.9 4.0 141.2 86.2 0.3 117.6 8.8 0.5 1926.9 2.7 35659.4 42.8 10.1

PR03 C-N1 3 2.2 154.5 2.3 737.4 114.8 4.8 151.3 97.1 0.3 149.8 10.4 0.7 2588.0 3.6 34966.8 42.0 12.0

PR03 C-N1 4 2.6 102.5 1.8 844.3 90.9 2.5 122.6 104.4 0.3 103.9 11.5 0.5 2389.6 3.3 35537.5 42.6 10.3

PR03 C-N1 5 1.1 100.5 1.4 723.8 69.7 2.2 110.2 108.2 0.3 99.9 7.3 0.4 1976.9 2.8 36081.4 43.3 8.3

Dynamisch PR07b C-N0 1 2.6 141.7 0.9 594.2 67.1 2.8 85.9 97.6 0.3 69.2 3.3 0.6 1339.0 1.9 35191.9 42.2 6.2

PR07b C-N0 2 1.0 118.6 0.7 660.9 61.3 4.7 47.9 98.9 0.3 117.6 9.6 0.5 1327.1 1.9 35265.4 42.3 6.1

PR07b C-N0 3 11.7 140.3 5.3 812.5 86.0 5.8 56.5 131.7 0.4 175.5 12.7 0.7 1963.0 2.7 34563.6 41.5 6.7

PR07b C-N0 4 1.5 112.7 1.5 864.7 78.2 3.9 66.0 117.2 0.4 142.0 11.6 0.6 1750.3 2.5 35002.6 42.0 6.7

PR07b C-N0 5 55.2 106.8 21.4 812.2 62.3 3.0 37.9 124.8 0.4 92.1 9.2 0.6 1760.4 2.5 33890.7 40.7 6.4

PR07b C-N1 1 4.7 131.9 0.9 569.6 84.6 2.2 113.0 98.8 0.3 76.4 3.6 0.8 1618.8 2.3 35454.8 42.5 7.4

PR07b C-N1 2 0.7 127.0 0.9 732.3 83.3 2.4 110.0 89.6 0.3 104.3 9.4 0.5 2020.1 2.8 35478.6 42.6 10.2

PR07b C-N1 3 1.9 147.4 1.5 757.9 101.8 3.4 136.1 104.0 0.3 138.5 11.0 0.7 2429.6 3.4 35112.8 42.1 10.6

PR07b C-N1 4 3.5 118.6 2.9 868.5 90.0 3.0 109.5 117.8 0.4 109.7 13.6 0.6 2120.4 3.0 35104.5 42.1 8.1

PR07b C-N1 5 15.3 105.7 6.3 760.1 68.7 2.5 54.9 122.8 0.4 94.2 8.8 0.5 1908.9 2.7 35642.8 42.8 7.0

PR07b D-N0 1 2.4 115.8 0.9 640.3 60.9 3.0 49.4 90.8 0.3 68.0 3.8 0.6 1383.1 1.9 35314.7 42.4 6.9

PR07b D-N0 2 0.9 123.9 0.9 659.1 62.9 4.6 39.6 95.7 0.3 122.8 9.6 0.4 1500.8 2.1 35376.5 42.5 7.1

PR07b D-N0 3 2.0 122.6 1.2 773.1 71.5 5.8 34.6 114.8 0.4 163.4 10.8 0.6 1830.0 2.6 35053.8 42.1 7.2

PR07b D-N0 4 1.5 99.1 1.7 860.0 64.0 3.4 30.9 117.2 0.4 118.1 11.7 0.5 1639.9 2.3 35140.4 42.2 6.3

PR07b D-N0 5 1.6 98.8 1.6 886.6 53.1 2.8 15.6 124.9 0.4 89.1 7.8 0.4 1846.9 2.6 35552.0 42.7 6.7

PR07b D-N1 1 2.0 112.4 1.3 618.0 76.8 3.0 100.0 97.9 0.3 67.5 9.6 0.5 1456.6 2.0 35132.9 42.2 6.7

PR07b D-N1 2 1.1 136.8 1.0 752.3 83.1 3.4 85.5 99.1 0.3 98.0 9.7 0.7 1948.9 2.7 35678.0 42.8 8.9

PR07b D-N1 3 1.7 118.8 1.3 808.3 81.4 4.1 70.1 109.3 0.3 122.6 10.9 0.6 2376.5 3.3 35256.7 42.3 9.8

PR07b D-N1 4 5.7 99.7 3.2 804.2 79.4 2.7 69.4 110.6 0.3 86.1 12.5 0.6 2134.9 3.0 35446.3 42.5 8.7

PR07b D-N1 5 2.0 112.4 1.3 618.0 76.8 3.0 100.0 97.9 0.3 67.5 9.6 0.5 1456.6 2.0 35132.9 42.2 6.7

PR08b C-N0 1 1.1 105.1 0.9 647.7 64.2 2.8 54.7 95.5 0.3 64.6 8.0 0.4 1264.5 1.8 35029.7 42.0 6.0

PR08b C-N0 2 1.0 115.0 0.8 677.0 63.4 4.4 47.1 106.9 0.3 120.3 8.9 0.4 1457.1 2.0 35144.9 42.2 6.2

PR08b C-N0 3 1.6 114.4 1.0 731.4 71.8 4.8 50.3 120.3 0.4 156.0 11.3 0.5 1878.8 2.6 34870.3 41.8 7.1

PR08b C-N0 4 1.8 88.2 1.7 923.4 70.1 3.2 53.0 118.9 0.4 133.9 11.3 0.5 1750.6 2.5 35023.4 42.0 6.6

PR08b C-N0 5 3.5 92.8 2.3 886.8 58.9 2.9 21.5 131.5 0.4 95.3 9.3 0.4 1725.5 2.4 35346.4 42.4 5.9

PR08b C-N1 1 0.9 117.6 0.8 675.5 78.4 2.4 97.9 102.6 0.3 79.3 8.8 0.5 1572.8 2.2 35201.6 42.2 6.9

PR08b C-N1 2 1.0 135.7 1.1 712.6 92.1 2.9 149.7 97.0 0.3 122.9 10.4 0.5 2235.4 3.1 35395.0 42.5 10.4

PR08b C-N1 3 1.7 125.6 1.3 863.4 86.6 4.0 58.5 113.2 0.4 133.1 11.6 0.6 2269.8 3.2 34612.1 41.5 9.1

PR08b C-N1 4 2.4 106.9 2.8 884.9 81.5 3.1 96.2 113.0 0.4 102.6 13.5 0.7 2036.0 2.9 34792.2 41.8 8.1

PR08b C-N1 5 3.7 104.6 2.6 832.3 64.8 2.4 47.8 126.8 0.4 103.2 8.7 0.5 1999.9 2.8 35841.8 43.0 7.1

PR08b D-N0 1 1.0 89.1 0.7 674.4 57.4 2.0 38.6 86.0 0.3 60.0 8.4 0.4 1270.1 1.8 35119.5 42.1 6.7

PR08b D-N0 2 0.9 117.0 0.8 720.5 65.6 3.3 35.1 101.7 0.3 117.1 9.5 0.5 1623.0 2.3 35299.4 42.4 7.2

PR08b D-N0 3 1.4 114.0 1.0 700.9 78.4 3.9 55.2 110.4 0.3 163.2 9.3 0.5 1893.2 2.7 34666.7 41.6 7.7

PR08b D-N0 4 1.9 87.3 1.6 920.8 67.8 2.6 41.5 122.4 0.4 112.5 10.4 0.5 1844.6 2.6 35115.8 42.1 6.8

PR08b D-N0 5 2.1 93.7 1.9 944.8 59.4 2.6 20.1 134.9 0.4 91.7 8.7 0.4 1967.0 2.8 35676.1 42.8 6.6

PR08b D-N1 1 1.4 113.9 1.1 611.9 86.8 2.0 123.5 106.0 0.3 75.6 9.6 0.5 1794.1 2.5 35319.4 42.4 7.6

PR08b D-N1 2 1.0 136.1 1.0 681.8 98.4 2.4 170.9 97.4 0.3 109.4 10.5 0.6 2170.5 3.0 35580.6 42.7 10.1

PR08b D-N1 3 1.8 136.0 1.5 818.3 97.8 3.4 121.6 111.0 0.3 129.3 11.3 0.7 2279.7 3.2 34482.6 41.4 9.3

PR08b D-N1 4 1.4 104.1 1.5 785.5 84.7 2.4 106.5 111.2 0.3 93.2 11.1 0.7 2265.3 3.2 35183.3 42.2 9.2

PR08b D-N1 5 2.7 105.7 2.3 801.9 67.4 2.1 65.4 122.3 0.4 93.3 8.6 0.4 2084.9 2.9 36348.2 43.6 7.7

Vast hoog PR13 C-N0 1 1.2 98.5 0.8 692.1 57.5 2.9 44.1 84.2 0.3 61.7 7.3 0.4 1167.5 1.6 34942.9 41.9 6.3

PR13 C-N0 2 0.8 126.2 0.7 651.4 65.9 5.3 31.0 86.8 0.3 131.9 7.5 0.4 1502.0 2.1 35309.9 42.4 7.8

PR13 C-N0 3 1.4 126.3 1.1 759.6 83.7 6.8 48.7 112.9 0.3 197.0 7.8 0.6 1906.2 2.7 34621.5 41.5 7.6

PR13 C-N0 4 1.6 98.1 1.6 885.1 70.0 3.6 36.5 120.8 0.4 138.4 9.6 0.5 1776.9 2.5 35285.4 42.3 6.6

PR13 C-N0 5 3.0 102.8 2.2 897.9 61.5 3.0 15.8 127.4 0.4 111.0 8.4 0.4 1901.9 2.7 35813.9 43.0 6.7

PR13 C-N1 1 1.0 108.6 0.9 704.6 71.3 2.6 84.0 89.8 0.3 77.6 7.3 0.5 1423.4 2.0 34947.8 41.9 7.2

PR13 C-N1 2 0.9 134.4 1.0 790.3 81.1 3.7 110.1 86.8 0.3 115.8 8.8 0.5 2033.9 2.8 35390.7 42.5 10.6

PR13 C-N1 3 17.0 140.0 1.7 910.5 95.2 5.4 87.6 107.2 0.3 162.3 10.8 0.8 2444.5 3.4 34504.1 41.4 10.3

PR13 C-N1 4 3.8 89.6 2.4 967.8 73.5 3.1 58.2 118.3 0.4 119.4 10.2 0.6 2080.6 2.9 35080.4 42.1 7.9

PR13 C-N1 5 15.4 97.9 8.0 846.4 62.6 2.3 37.7 115.1 0.4 106.1 9.2 0.5 1926.6 2.7 35476.2 42.6 7.6

Bijlage 6. Stikstofopbrengst gras

Tabel 1. Stikstofgehalte gras (% van de droge stof) per peilregime, per perceel, per snede en totaal en

per behandeling 2014 (C: geen drains, D: onderwaterdrains, N0: geen N-bemesting, N1: wel N-

bemesting).


1 2 3 4 5

Vast laag PR02 C-N0 2.30 1.79 2.96 2.21 3.39 2.53

C-N1 2.97 2.32

2.45 3.52 2.82

PR03 C-N0 2.51 1.84 3.17 3.14 4.01 2.93

C-N1 2.89 2.03 4.11 3.29 4.05 3.28

Dynamisch PR07b C-N0 2.24 2.06 3.28 2.67 3.91 2.83

C-N1 2.72 2.14 3.55 2.72 3.80 2.98

D-N0 2.44 2.07 2.96 2.34 3.67 2.69

D-N1 2.59 2.40 3.40 2.75 3.87 3.00

PR08b C-N0 2.38 2.23 3.10 2.71 3.64 2.81

C-N1 2.54 2.50 3.96 2.99 4.12 3.22

D-N0 2.31 2.28 3.07 2.78 3.83 2.86

D-N1 2.59 2.54 3.78 3.17 4.25 3.27

Vast hoog PR13 C-N0 2.15 1.95 3.12 2.55 3.61 2.68

C-N1 2.54 2.22 3.85 3.03 3.96 3.12

Tabel 2. Stikstofopbrengst (kg.ha-1) per peilregime, per perceel, per snede en totaal en per behandeling

2014 (C: geen drains, D: onderwaterdrains, N0: geen N-bemesting, N1: wel N-bemesting).


1 2 3 4 5

Vast laag PR02 C-N0 69 49 54 42 21 255

C-N1 131 77 0 51 29 350

PR03 C-N0 86 52 56 77 35 334

C-N1 118 73 77 82 38 425

Dynamisch PR07b C-N0 69 64 53 72 44 329

C-N1 123 73 66 76 42 408

D-N0 68 58 50 55 36 286

D-N1 96 86 69 68 39 385

PR08b C-N0 70 69 50 67 43 317

C-N1 104 87 77 83 47 432

D-N0 51 57 50 66 45 281

D-N1 90 91 78 79 47 416

Vast hoog PR13 C-N0 52 46 45 66 34 262

C-N1 111 76 72 84 41 421

Tabel 3. Stikstofgehalte gras (% van de droge stof) per peilregime, per perceel, per snede en totaal en

per behandeling 2015 (C: geen drains, D: onderwaterdrains, N0: geen N-bemesting, N1: wel N-

bemesting).


1 2 3 4 5

Vast laag PR02 C-N0 2.00 2.45 2.91 2.49 2.20 2.41

C-N1 2.33 3.16 3.31 3.03 2.49 2.86

PR03 C-N0 1.90 1.62 2.85 2.59 2.70 2.33

C-N1 3.05 2.70 3.62 3.35 2.77 3.10

Dynamisch PR07b C-N0 1.87 1.86 2.75 2.45 2.46 2.28

C-N1 2.27 2.83 3.40 2.97 2.67 2.83

D-N0 1.94 2.10 2.56 2.30 2.59 2.30

D-N1 2.04 2.73 3.33 2.99 3.15 2.85

PR08b C-N0 1.77 2.04 2.63 2.45 2.42 2.26

C-N1 2.20 3.13 3.18 2.85 2.80 2.83

D-N0 1.78 2.27 2.65 2.58 2.75 2.41

D-N1 2.51 3.04 3.19 3.17 2.92 2.97

Vast hoog PR13 C-N0 1.63 2.10 2.67 2.49 2.66 2.31

C-N1 1.99 2.85 3.42 2.91 2.70 2.77

Tabel 4. Stikstofopbrengst (kg.ha-1) per peilregime, per perceel, per snede en totaal en per behandeling



1 2 3 4 5

Vast laag PR02 C-N0 49 59 55 47 31 242

C-N1 106 89 79 80 36 397

PR03 C-N0 56 39 51 50 40 246

C-N1 135 87 72 87 46 431

Dynamisch PR07b C-N0 57 46 50 58 32 251

C-N1 121 87 63 90 34 412

D-N0 65 44 47 51 33 246

D-N1 95 93 76 89 40 416

PR08b C-N0 65 42 48 53 32 249

C-N1 121 101 72 76 35 423

D-N0 70 42 61 56 36 278

D-N1 124 93 83 85 42 436

Vast hoog PR13 C-N0 63 36 50 40 38 242

C-N1 109 91 84 80 42 429

Bijlage 7. Fosforopbrengst gras

Tabel 1. Fosforgehalte gras (% van de droge stof) per peilregime, per perceel, per snede en totaal en per

behandeling (C: geen drains, D: onderwaterdrains, N0: geen N-bemesting, N1: wel N-bemesting).


1 2 3 4 5

Vast laag PR02 C-N0 0.37 0.35 0.38 0.36 0.47 0.39

C-N1 0.40 0.34 0.31 0.34 0.42 0.36

PR03 C-N0 0.38 0.36 0.37 0.35 0.40 0.37

C-N1 0.37 0.34 0.29 0.34 0.36 0.34

Dynamisch PR07b C-N0 0.39 0.40 0.46 0.44 0.51 0.44

C-N1 0.40 0.40 0.38 0.41 0.50 0.42

D-N0 0.35 0.42 0.48 0.40 0.51 0.43

D-N1 0.40 0.40 0.39 0.41 0.49 0.42

PR08b C-N0 0.40 0.43 0.44 0.40 0.52 0.44

C-N1 0.38 0.39 0.35 0.41 0.51 0.41

D-N0 0.37 0.42 0.48 0.42 0.52 0.44

D-N1 0.40 0.42 0.36 0.41 0.46 0.41

Vast hoog PR13 C-N0 0.34 0.36 0.41 0.40 0.47 0.39

C-N1 0.36 0.37 0.33 0.35 0.43 0.37

Tabel 2. Fosforopbrengst (kg.ha-1) per peilregime, per perceel, per snede en totaal en per behandeling

(C: geen drains, D: onderwaterdrains, N0: geen N-bemesting, N1: wel N-bemesting).


1 2 3 4 5

Vast laag PR02 C-N0 11 10 7 7 3 39

C-N1 17 11 6 7 3 45

PR03 C-N0 13 10 7 9 3 42

C-N1 15 12 5 8 3 44

Dynamisch PR07b C-N0 12 12 7 12 6 51

C-N1 18 14 7 11 5 57

D-N0 10 12 8 9 5 46

D-N1 15 14 8 10 5 54

PR08b C-N0 12 13 7 10 6 49

C-N1 16 13 7 11 6 55

D-N0 8 11 8 10 6 44

D-N1 14 15 7 10 5 52

Vast hoog PR13 C-N0 8 8 6 10 4 39

C-N1 16 13 6 10 4 50

Tabel 3. Fosforgehalte gras (% van de droge stof) per peilregime, per perceel, per snede en totaal en per

behandeling 2015 (C: geen drains, D: onderwaterdrains, N0: geen N-bemesting, N1: wel N-bemesting).


1 2 3 4 5

Vast laag PR02 C-N0 0.29 0.31 0.36 0.35 0.36 0.34

C-N1 0.32 0.29 0.30 0.34 0.35 0.32

PR03 C-N0 0.31 0.29 0.31 0.33 0.38 0.32

C-N1 0.31 0.27 0.30 0.32 0.34 0.31

Dynamisch PR07b C-N0 0.30 0.31 0.41 0.36 0.39 0.35

C-N1 0.31 0.28 0.32 0.37 0.38 0.33

D-N0 0.28 0.30 0.36 0.36 0.39 0.34

D-N1 0.30 0.31 0.34 0.34 0.38 0.33

PR08b C-N0 0.30 0.33 0.37 0.37 0.41 0.36

C-N1 0.32 0.30 0.35 0.35 0.39 0.34

D-N0 0.27 0.32 0.34 0.38 0.42 0.34

D-N1 0.33 0.30 0.34 0.34 0.38 0.34

Vast hoog PR13 C-N0 0.26 0.27 0.35 0.37 0.39 0.33

C-N1 0.28 0.27 0.33 0.37 0.36 0.32

Tabel 4. Fosforopbrengst (kg.ha-1) per peilregime, per perceel, per snede en totaal en per behandeling



1 2 3 4 5

Vast laag PR02 C-N0 7 8 7 7 5 34

C-N1 14 8 7 9 5 44

PR03 C-N0 9 7 6 6 6 34

C-N1 14 9 6 8 6 43

Dynamisch PR07b C-N0 9 8 7 9 5 39

C-N1 16 9 6 11 5 48

D-N0 9 6 7 8 5 36

D-N1 14 10 8 10 5 49

PR08b C-N0 11 7 7 8 5 39

C-N1 18 10 8 9 5 51

D-N0 10 6 8 8 5 40

D-N1 16 9 9 9 5 50

Vast hoog PR13 C-N0 10 5 7 6 6 34

C-N1 15 9 8 10 6 50

Bijlage 8: IJzer en Zwavel concentraties vergeleken met grondwaterstand.

Figuur 1: Ijzer concentraties op perceel 7, op verschillende sample dieptes, van boven naar beneden: 35, 60 100

cm-mv. De concentraties zijn vergeleken met de grondwaterstand. Het gebied tussen de twee groene gestreepte

lijnen is de tijdsduur dat de grondwaterstand onder het meetpunt daalt en er dus zuurstof aanwezig is in de

grond.

Figuur 2: Zwavel concentraties op perceel 7, op verschillende sample dieptes, van boven naar beneden: 35, 60 100

cm-mv. De concentraties zijn vergeleken met de grondwaterstand. Het gebied tussen de twee groene gestreepte

lijnen is de tijdsduur dat de grondwaterstand onder het meetpunt daalt en er dus zuurstof aanwezig is in de

grond.

Acacia Water

Jan van Beaumontstraat 1

2805 RN Gouda

Telefoon: 0182 – 686424

Internet: www.acaciawater.com

Email: [email protected]

eindrapportage 10 juni 2016 · sturen op nutriënten acacia water 3 1.1 visie sturen op nutriënten...

Documents