PDF Handleiding fysiek behoud - Faculteit der Aard - Vrije

Handleiding Fysiek Behoud Archeologisch Erfgoed
Degradatiemechanismen in sporen en materialen.
Monitoring van de conditie van het bodemarchief
H. Kars en A. Smit (red.)
Geoarchaeological and Bioarchaeological Studies
Volume 1, 2003

Geoarchaeological and Bioarchaeological Studies is published by the Institute for Geo- and Bioarchaeology
(Faculty of Earth and Life Sciences) of the Vrije Universiteit in Amsterdam, Netherlands.
The series presents Ph.D. studies, scientific reports of contract research, conference proceedings, etc.,
in the field of archaeological science which have been written by, or were performed under the
supervision of members of the Institute for Geo- and Bioarchaeology. Relevant studies carried out by
other organisations appealing to a broadly interested readership in archaeological science are invited
to submit their manuscripts to the series.
Contributions should be written in English. Manuscripts in Dutch will be accepted only as an
exception.
Editorial Board G. Aalbersberg, E. Burke, H. Kars
Pre-press Vrije Universiteit, Amsterdam
Coverdesign Bert Brouwenstijn, Vrije Universiteit Amsterdam
Printed by PrintPartners Imskamp B.V., Amsterdam
Distribution You may order volumes of the series by sending an e-mail message to the secretariat of
the Institute: geobioarcheologie@falw.vu.nl. Price of the present volume € 30.00 including postage
and handling.
All rights reserved
© Institute for Geo- and Bioarchaeology, Vrije Universiteit, Amsterdam, Netherlands
ISBN 90-77456-01-5
ISSN 1571-0750

Voorwoord
De titel van dit boek “Handboek Fysiek Behoud Archeologisch Erfgoed” suggereert dat er een
volledig standaardwerk voor U ligt, waarin antwoorden worden gegeven op alle vragen betreffende
het fysiek behoud van ons archeologisch erfgoed dat nog in de bodem aanwezig is. Vragen die vooral
gericht zijn op de praktijk van het behoudsbeleid: welke maatregelen moet ik nemen, dan wel aanbevelen,
zodat archeologische vindplaatsen zo goed mogelijk behouden blijven, wanneer er ingrepen
in de bodem hebben plaatsgevonden of dreigen plaats te vinden. Antwoorden die ook nog rekening
houden met de vraag of te nemen maatregelen realistisch zijn vanuit een economisch perspectief.
Dat dit boek op deze vragen voor alle soorten archeologische materialen en grondsporen, onder alle
mogelijke bodemcondities niet altijd antwoord geeft, zal niemand verbazen. Dit kennisgebied is
immers nog erg jong en het ontstaan ervan is sterk geïnspireerd door de moderne visie op het behoud
van het archeologisch erfgoed. Diverse nationale en internationale studies hebben wel al tot de nodige
resultaten geleid. Resultaten die echter vooral terug te vinden zijn in wetenschappelijke artikelen en
rapporten en die daardoor nauwelijks in het werkveld zijn doorgedrongen. Resultaten die bovendien
weer veel nieuwe onderzoeksvragen oproepen. Dit boek tracht veel van dit onderzoek op een eenvoudige
en overzichtelijke wijze bij elkaar te brengen.
Dit boek heeft drie nauw verwante doelen. Het eerste is dat er een theoretisch inzicht gegeven wordt
in de degradatiemechanismen van archeologische materialen onder verschillende bodemcondities. Het
tweede doel is dat deze inzichten in positieve zin vertaald worden in parameters, liever nog richtlijnen,
met betrekking tot het behoud van het erfgoed. Het derde doel is het geven van een aanzet tot
de ontwikkeling van methodieken voor het monitoren van vindplaatsen.
Op het eerste gezicht is het boek erg specialistisch. Het behandelt vele soorten materialen en grondsporen
die in een archeologische vindplaats kunnen worden aangetroffen. Dit maakt dat het boek een
zeer sterk multidisciplinair karakter heeft, waaraan diverse materiaalspecialisten en bodemkundigen
hebben meegewerkt. Een belangrijke basis van dit boek (hoofdstukken 4, 5, 7, 8, 9, 11, 12 en 13) is
gelegd door A. Smit (Paleo Terra, Amsterdam). Hij heeft ook het merendeel van de Appendix
(omvang-rijk literatuur-overzicht) samengesteld.
De hoofdstukken 1 en 6 zijn geschreven door H. Kars VU/ROB. Hij herschreef hoofdstuk 14. De
hoofdstukken 2 en 3 zijn van de hand van E.A.K. Kars (ADC, Bunschoten). Hoofdstuk 10 is
aangeleverd door M.M.E. Jans (VU).
Bij het literatuuronderzoek waren dr. M. Corfield (English Heritage, Londen), dr. H. Matthiesen
(National Museum of Denmark, Roskilde) en dr. R.K.W.M. Klaassen (Stichting Hout Research,
Wageningen) zeer behulpzaam. Inhoudelijk commentaar is geleverd door dr. Ch. Björdal (hout;
Swedish University of Agricultural Sciences), Prof.dr. W. Groenman-van Waateringe (leer), drs. Th.
Spek (leer, glas; Rijksdienst voor het Oudheidkunig Bodemonderzoek, ROB), J. Kottman (glas,
ROB), dr. G. Aalbersberg (pollen, veen; Instituut voor Geo- en Bioarcheologie, VU) en R. de Man
(pollen, ROB).
Veel illustraties zijn afkomstig van de afdeling Documentatie van de ROB, voorts zijn een aantal
figuren belangeloos ter beschikking gesteld door drs. C. Joosten, Instituut Collectie Nederland
(Amsterdam), drs. E.A.K. Kars, Archeologisch Diensten Centrum (Bunschoten) en ing. M. Konert,
Faculteit Aard- en Levenswetenschappen, VU (Amsterdam).
Dit project is uitgevoerd in het kader van het deelprogramma Archeologie dat deel uitmaakt van het
programma Technologie en Samenleving, waarvan de uitvoering berust bij SENTER Den Haag. Het

deelprogramma Archeologie wordt gesubsidieerd door de ministeries van Economische Zaken en van
Onderwijs, Cultuur en Wetenschappen. Het project waarop dit boek gebaseerd is, is bij SENTER
bekend onder nummer TSA01002.
Verwacht mag worden dat dit handboek snel zal verouderen, omdat het onderzoek op dit terrein nog
jong en in volle gang is. Een duidelijk lacune is bijvoorbeeld onze kennis omtrent de degradatie van
botanische macroresten. Ook zijn alle beleidslijnen op het gebied van de archeologische
monumentenzorg nog lang niet uitgekristalliseerd, waardoor de aard van de vragen kan veranderen.
Voorts zijn auteurs en redactie er zich van bewust dat zij niet alle vragen uit dit snel veranderende
beleidsterrein kennen.
De redactie houdt zich dan ook zeer aanbevolen voor op- en aanmerkingen van de gebruikers van dit
werk, zodat met deze hulp een tweede versie aanzienlijk aan kwaliteit kan winnen.
H. Kars en A. Smit

Inhoudsopgave
Voorwoord iii
1 Het bodemarchief is kwetsbaar 1
1.1 Inleiding 1
1.2 Is fysiek behoud een realistische optie? 1
1.3 Verwering en degradatie: de basisprincipes 3
1.3.1 Mechanisch verval 4
1.3.2 Chemisch verval 4
1.3.3 Biologisch verval 5
1.4 Verval en behoud van het archeologisch erfgoed: state of the art 5
Literatuur
2 Keramiek 7
2.1 Aard van het materiaal 7
2.2 Degradatiemechanismen 8
2.3 Behoud van keramiek in de bodem 8
Literatuur
3 Steen 11
3.1 Aard en voorkomen 11
3.2 Degradatie van steen 12
3.3 Het behoud van steen in de bodem 13
Literatuur
4 Glas 15
4.1 Samenstelling en structuur 15
4.2 Degradatiemechanismen 16
4.2.1 De gellaag 17
4.2.2 Degradatiesnelheid en de aanwezigheid van water 18
4.2.3 Degradatiesnelheid en het effect van temperatuur en zuurgraad 18
4.2.4 Degradatiesnelheid: effect van complexvormers, fluoride, fosfor en aluminium 19
4.3 Het behoud van glas in de Nederlandse bodem 19
Literatuur
5 Metaal en metaallegeringen 21
5.1 Inleiding 21
5.2 De oxidatie van metalen 21
5.2.1 Reductiereacties onder natuurlijke omstandigheden 21
5.2.2 Reductie- en oxidatiepotentiaal bepalen of redoxreactie mogelijk is 22
5.2.3 Pourbaix diagrammen 23
5.2.4 Transportbarrières vertragen corrosie 24
5.2.5 Milieufactoren die de corrosiesnelheid beïnvloeden 25
5.2.6 Overzicht van factoren die metaalcorrosie in bodem beïnvloeden 26
5.3 Corrosie van verschillende metalen en hun behoud in de bodem 26
5.3.1 IJzer 26

5.3.2 Lood 28
5.3.3 Koper en brons 28
5.3.4 Zilver 30
5.3.5 Goud 30
Literatuur
6 Slakken 33
6.1 Aard van het materiaal 33
6.2 Degradatiemechanismen en behoud 33
Literatuur
7 Hout 35
7.1 Inleiding 35
7.2 Aard van het materiaal en degradatiemechanismen 35
7.2.1 Abiotische processen 36
7.2.2 Biotische processen 37
7.2.3 Overzicht 39
7.3 Het behoud van hout in de Nederlandse bodem 40
Literatuur
8 Botanische macroresten 43
8.1 Wat zijn macroresten? 43
8.2 Studies naar de degradatie van macroresten 43
8.3 De degradatie van macroresten in de bodem 44
8.4 Het behoud van macroresten in de bodem 44
Literatuur
9 Pollen 47
9.1 Wat zijn pollen? 47
9.2 Degradatiemechanismen 47
9.2.1 Oxidatie van pollen 47
9.2.2 Aantasting van pollen door micro-organismen 47
9.2.3 Effect van de zuurgraad 48
9.2.4 Afwisseling nat en droog 48
9.2.5 Waterdoorlatendheid van de bodem 49
9.3 Het behoud van pollen in de bodem 49
Literatuur
10 Bot 51
10.1 Inleiding 51
10.2 Samenstelling en structuur 51
10.3 Onderzoeksmethoden 52
10.4 Degradatiemechanismen 53
10.4.1 Verbrand bot 53
10.4.2 Biologische degradatie 53
10.4.3 Chemische degradatie 54
10.5 Bodemmilieu 55
10.5.1 Zuurgraad en fosfaatconcentratie 55
10.5.2 De rol van water 55
10.6 Degradatiesnelheid 56
10.7 Het behoud van bot in de bodem 56
Literatuur

11 Leer 59
11.1 Samenstelling en structuur van leer 59
11.2 Degradatie van leer 60
11.2.1 Duurzaamheid van bewerkte huiden in water 60
11.2.2 Milieus waarin leer is gevonden 60
11.2.3 De zuurgraad van het milieu 61
11.3 Het behoud van leer in de bodem 61
Literatuur
12 Textiel 63
12.1 Aard van het materiaal; de vier belangrijkste vezels 63
12.2 De structuur van vezels 63
12.2.1 De samenstelling en structuur van katoen en linnen 64
12.2.2 De samenstelling en structuur van wol en zijde 64
12.3 De degradatie van textielvezels 65
12.3.1 Vorming van metalen afdrukken 66
12.4 Duurzaam behoud van textiel in Nederlandse bodems 67
Literatuur
13 Grondsporen 69
13.1 Wat zijn grondsporen? 69
13.2 Degradatie van grondsporen 69
13.2.1 Effecten van verzuring 70
13.2.2 Effecten van verandering in de grondwaterstand 70
13.3 Behoud en monitoring van grondsporen 70
Literatuur
14 Bijzondere bodemcondities 73
14.1 Inleiding 73
14.2 Het erfgoed onder de stad 73
14.3 Veen 74
14.3.1 Metalen 74
14.3.2 Organische materialen 74
14.3.3 Bedreigingen voor duurzaam behoud in veen 74
14.4 Het efgoed in een marien milieu 75
Literatuur
15 Conservering van archeologische materialen in Nederlandse bodems 79
15.1 Inleiding 79
15.2 De anorganische materialen 79
15.2.1 Keramiek, steen en slakken 79
15.2.2 Glas 79
15.2.3 Metalen en metaallegeringen 80
15.3 De organische materialen 81
15.4 Overzicht 82
16 Monitoring op archeologische vindplaatsen 85
16.1 Inleiding 85
16.2 Zuurstofgehalte, zuurgraad en redoxpotentiaal 85
Literatuur 87

Appendix: Literatuuroverzicht 89
Beheer en behoud 89
Bioturbatie 90
Bot 90
Glas 95
Hout 96
Keramiek 102
Leer 103
Metaal 104
Monitoring 106
Organische materialen 106
Pollen 106
Steen 108
Textiel 108

1 Het bodemarchief is kwetsbaar
1.1 Inleiding
Het archief van archeologische resten in onze bodem is van nature aan een voortdurend proces van
verval onderhevig. Waar dit proces stagneert, is een schijnbaar stabiel evenwicht met de bodem bereikt.
Dankzij dit metastabiele evenwicht kunnen we nu nog steeds informatie uit dit archief putten.
Dit geldt voor alle soorten informatiedragers van dit archief. Het geldt voor de grondsporen die de
zichtbaarheid danken aan de aanwezigheid van (an)organische verbindingen, gehecht aan bodempartikels.
Het geldt ook voor artefacten en alle andere resten van antropogene oorsprong die, dankzij
bijzondere bodemcondities, bewaard zijn gebleven.
Een van de belangrijkste voorwaarden voor het behoud van deze materialen in de Nederlandse bodem
is de afwezigheid van zuurstof, lees de aanwezigheid van (stagnerend) grondwater. De waterhuishouding
in een bepaald gebied speelt dan ook een belangrijke rol in het behoud van het archeologisch
erfgoed, waarbij verandering van een bestaande situatie in de meeste gevallen leidt tot een verstoring
van het metastabiele evenwicht en daarmee tot een versneld verval van het materiaal.
Een andere belangrijke voorwaarde is de zuurgraad van de bodem. Zo is in internationale studies
aangetoond dat de verzuring van het milieu, die gedurende het grootste deel van de twintigste eeuw in
West-Europa heeft plaatsgevonden, onherstelbaar verlies van het metalen artefact tot gevolg heeft
gehad; zie bijvoorbeeld Wagner et al. (1997) en Scharff et al. (2000).
Hoewel op het eerste gezicht het verval van het erfgoed tot eenvoudige basisprincipes van oxidatie en
verzuring lijkt terug te brengen, is de praktijk aanzienlijk ingewikkelder. Hiervoor zijn twee redenen
aan te wijzen. De eerste is dat genoemde problematiek nog maar zeer kort internationaal wordt onderkend.
Hierdoor is eventueel aanwezige kennis in andere vakgebieden onvoldoende doorgedrongen in
het onderzoek naar het behoud van het erfgoed.
De tweede heeft te maken met het feit dat vanuit fysisch-chemisch oogpunt het systeem artefactbodem
uitermate complex is, daar dit systeem door een zeer groot aantal variabelen wordt bepaald,
waarvan de hoeveelheid beschikbare zuurstof en de zuurgraad er slechts twee zijn. Het ontbreekt ons
daardoor aan kennis om goed in te kunnen schatten hoe en hoe snel degradatieprocessen verlopen bij
bepaalde veranderingen in het bodemmilieu en hoe wij deze voor het erfgoed desastreuze processen
kunnen meten en mogelijk tot stilstand kunnen brengen.
Wanneer we dit inzicht wel hebben, kan dit gebruikt worden om een voorspelling te doen met
betrekking tot de degradatiesnelheid van het archeologisch materiaal bij een voorgenomen ingreep in
de bodem. Op grond hiervan kan een fundamentele bijdrage geleverd worden aan het waarderings- en
selectieproces van een vindplaats aangaande behoud vs. opgraven. Tevens kunnen bij de keuze voor
behoud, mitigerende maatregelen voorgesteld worden die ervoor zorgen dat het wettelijk behouden
erfgoed ook fysiek behouden blijft. Dit laatste zal dan vergezeld gaan van een of andere vorm van
monitoring om vast te stellen of de genomen maatregelen ook effectief zijn.
1.2 Is fysiek behoud een realistische optie?
Meer dan ooit tevoren bevindt zich de zorg voor het archeologisch erfgoed in het spanningsveld
tussen maatschappelijke ontwikkelingen en veranderende (internationale) wetgeving. In dit kader
heeft de Rijksdienst voor het Oudheidkundig Bodemonderzoek een cyclus in beeld gebracht waarin de
diverse elementen van de zorg voor het erfgoed onlosmakelijk met elkaar zijn verbonden (Willems
1997).
1

In deze kringloop van inventarisatie - waarderen - selectie, leidend tot bescherming dan wel opgraven
- uitwerking van verkregen resultaten, die vervolgens weer bijdragen aan het voortschrijdend inzicht
van de inventarisatie (fig. 1), zijn een aantal lacunes aan te wijzen die een goede zorg voor het erfgoed
in de weg staan. Een daarvan is gesignaleerd bij het duurzaam behoud van (ensembles van)
vindplaatsen die voor bescherming zijn aangemerkt en die in de diverse processen van planvorming
en ruimtelijke ordening gespaard blijven. Dit betreft in het bijzonder het gebrek aan kennis omtrent de
fysieke kwaliteit (gaafheid, conserveringsgraad) van deze vindplaatsen.
Figuur 1 De cyclus van de archeologische monumentenzorg in Nederland (ROB, Amersfoort).
In landen waar een actief beleid wordt gevoerd op het terrein van het in situ behoud van het archeologisch
erfgoed wordt men zich steeds meer bewust van de consequenties van dit beleid waar dit het
feitelijke behoud in de bodem betreft. Dit kan worden toegelicht aan de hand van de in ons land
gehanteerde waarderingsmethodiek. De waarde van een vindplaats of bron van archeologische informatie
kan worden gedefinieerd als een som van een aantal faktoren (Deeben e.a. 1999).
Waarde = Σ Belevingswaarde (esthetische en historische waarde) + Fysieke kwaliteit (compleetheid,
conserveringstoestand + Intrinsieke kwaliteit (zeldzaamheid, onderzoekspotentieel,
ensemblewaarde, representativieit)
In deze vergelijking is de fysieke kwaliteit de beperkende faktor. Immers, wanneer niet gegarandeerd
kan worden dat de fysieke kwaliteit van een vindplaats voor langere tijd constant blijft, zullen met het
verlies aan fysieke kwaliteit ook de belevingswaarde en de intrinsieke kwaliteit verloren raken. Dit
laat zich in essentie herleiden tot het diagram in figuur 2.
Voor het onzichtbare deel van het erfgoed (> 90%) is de belevingswaarde nagenoeg nul en wordt de
waarde (W) van een vindplaats hoofdzakelijk bepaald door de aanwezigheid van een hoeveelheid
informatie die als bron dient voor de kennisverwerving omtrent het verleden. Het concept dat ten
grondslag ligt aan het huidige behoudsbeleid is dat er bij een bedreiging van de bron naar het behoud
van die bron gestreefd moet worden omdat de informatiewaarde ervan met de tijd toeneemt (W1). De
2

eden van deze toename is dat methoden en technieken worden verbeterd en dat onderzoeksconcepten
en zelfs paradigma's kunnen veranderen. Deze toename aan informatie wordt teniet gedaan, wanneer
de informatiebron in omvang achteruit gaat door verval van (grote delen van) de inhoud van de bron
(W2). Indien deze achteruitgang groter is dan de toename zou logischerwijs tot opgraving overgegaan
moeten worden, dan wel moeten er maatregelen genomen worden die deze achteruitgang voorkomen.
In figuur 2 zien we informatiewinst en -verlies voor een willekeurige vindplaats weergegeven als
lijnen die een verband met de tijd vertonen. De verbanden zijn lineair weergegeven, maar verwacht
mag worden dat de toename van de informatie eerder schoksgewijs zal verlopen; in ieder geval is het
een onbekende grootheid.
Een vindplaats is vanuit materiaaltechnisch oogpunt gezien opgebouwd uit verschillende componenten
die alle een verschillende vervalsnelheid hebben. De verlieslijn vertegenwoordigt dus een
bundel van lijnen, waarbij die voor aardewerk minder steil zal zijn dan die van bot, terwijl de
volgorde in de bundel ook bepaald wordt door onder meer zuurgraad en hoeveelheid zuurstof in de
bodem. Bovendien zal het verval in veel gevallen niet lineair verlopen, verwacht mag worden dat
direct na een verandering in het bodemregime een relatief sterk verval optreedt.
De figuur illustreert dus duidelijk dat behoud in situ lang niet in alle gevallen een goede optie is, ook
al behoort behoud van de vindplaats in het proces van planning en ruimtelijke ordening tot de
mogelijkheden.
Figuur 2 Diagram waarin de relatieve toename van de informatiewaarde van een vindplaats is afgezet tegen het
absolute verlies door degradatie. Beide ontwikkelingen zijn schematisch als lineaire verbanden met de tijd weergeven,
de praktijk wijkt hier ongetwijfeld van af.
Bovenstaande heeft in een aantal nationale en internationale onderzoeksprogramma’s geresulteerd,
waarin het verval c.q. het behoud van verschillende archeologische materialen in diverse bodemtypes
in Europa is onderzocht. Dit boek is in zekere zin de samenvatting van dit onderzoek, maar voordat
hierop ingegaan wordt, eerst enkele algemene opmerkingen omtrent verwering en degradatie.
1.3 Verwering en degradatie: de basisprincipes
Alle materialen die aan of zeer nabij het aardoppervlak voorkomen zijn niet stabiel en worden na
kortere of langere tijd aangetast en ontleed door de inwerking van de atmosfeer, het regenwater en
organismen. Deze inwerking heet verwering. Dit geldt voor alle reeds in de natuur aanwezige
geologische afzettingen, die door dit proces uiteenvallen en met name door de werking van water en
3

wind worden afgevoerd en elders weer worden afgezet. We kunnen dit proces van verwering ook in
onze directe omgeving waarnemen, wanneer we een schop in de grond steken. We zien dan een laag
van verweerd materiaal, de bodem, die in kleur en samenstelling afwijkt van de eronder liggende
afzettingen van zand of klei.
Het verweringsproces blijft niet beperkt tot in de natuur gevormde stoffen, gesteenten genoemd, maar
geldt ook voor door de mens achtergelaten stoffen die aan of direct onder het aardoppervlak voorkomen
en daar aan dezelfde processen van verwering blootstaan. Dit geldt uiteraard voor organisch
materiaal zoals resten van plantaardige en dierlijke oorsprong. Het geldt echter ook voor “kunststoffen”
van anorganische oorsprong, zoals metalen, glas en aardewerk. Het enige verschil is dat de
snelheid van verval meestal wat lager is dan die van de meeste organische resten.
Bij het uiteenvallen en vergaan van het materiaal van antropogene oorsprong spreken we meestal niet
van verwering, maar van degradatie, hoewel de mechanismen van dezelfde aard zijn. Deze mechanismen
kunnen in drie catgorieën ingedeeld worden: mechanisch, chemisch en biologisch verval,
maar die meestal in combinatie optreden.
1.3.1 Mechanisch verval
Onder mechanische of fysische verwering worden die processen samengevat waarbij de mineralogische
of chemische samenstelling niet verandert door bijvoorbeeld oxydatie, maar die als resultaat
hebben dat het oorspronkelijk object barst, scheurt, breekt en in kleinere stukken uiteenvalt. Het
gevolg hiervan is dat de oorspronkelijk kenmerken van het object verloren gaan, bovendien zal al bij
beginnende barstvorming makkelijker chemische en biologische degradatie kunnen optreden (zie
hieronder).
Een voorbeeld van mechanische verwering is vorstwerking. Het proces berust op het bevriezen van
water in barsten en poriën van materialen: daar ijs een groter volume inneemt dan water wordt het
materiaal uiteengedrukt. Het spreekt vanzelf dat dit proces vooral een rol speelt bij sterk poreuze en
permeabele materalen, zoals prehistorisch aardewerk, maar het is ook bekend van dicht materiaal als
vuursteen.
Belangrijker voor de degradatie van het archeologisch erfgoed is de werking van boom- en andere
wortels, waarbij er door de worteldruk niet alleen objecten stuk gedrukt kunnen worden, maar waardoor
er ook vervorming of zelfs menging van de archeologische cultuurlagen kan optreden.
Verstoringen in de cultuurlagen kunnen ook optreden door de werking van grotere en kleinere organismen
als mollen en wormen, maar ook bacteriën en schimmels spelen een belangrijke rol; zie hieronder.
De processen, waarbij de grond door organismen wordt geroerd, worden samengevat met de
term bioturbatie.
Het mechanisch verval is voor archeologen een zeer bekend fenomeen, immers er wordt zelden een
compleet voorwerp aangetroffen, meestal vinden we fragmenten, zoals scherven van aardewerk. Het
moderne grondgebruik heeft ook veel mechanisch verval tot gevolg, bijvoorbeeld door landbouw,
maar ook door woningbouw. In het proces van duurzaam behoud van het erfgoed is echter het
chemisch verval van het erfgoed van niet minder belang.
1.3.2 Chemisch verval
Bij de chemische degradatie van archeologische grondsporen en materialen treden er reacties op
waarbij oorspronkelijk aanwezige stoffen veranderen die deels in oplossing kunnen gaan, waardoor zij
langzaam maar zeker geheel kunnen verdwijnen. In dit proces spelen meerdere agentia een rol. Als
eerste moet water worden genoemd. Het water speelt zelf een rol bij een aantal reacties (hydrolyse) en
is tevens een oplos- en transportmiddel voor koolzuur, zuurstof, humuszuren en ionen, waardoor
omstandigheden kunnen ontstaan waaronder chemische processen kunnen plaatsvinden. Door de
opgeloste hoeveelheid koolzuur (uit de lucht en uit humuszuren) wordt de zuurgraad verlaagd,
waardoor sommige chemische reacties aanzienlijk sneller gaan verlopen. Ook de humuszuren zelf
kunnen een bijdrage aan degradatiereacties geven. Voorts moet uiteraard zuurstof genoemd worden,
daar de meeste reacties pas gaan lopen wanneer er zuurstof voorhanden is (oxydatie) en vastgesteld
kan worden dat de aanwezigheid van zuurstof in de bodem slecht is voor alle archeologische
materialen. Dit temeer omdat de aanwezigheid van zuurstof ook vaak nodig is voor het biologisch
verval van materialen.
4

Bij chemische vervalreacties speelt de zuurgraad vaak een belangrijke rol. Het milieu kan zuur,
neutraal dan wel basisch zijn. Zuur betekent dat er veel H + ionen in oplossing zijn, basisch betekent
dat er veel OH - -ionen in oplossing zijn. In een neutraal bodemmilieu zijn er dus evenveel H +- - als OH -
-ionen in het bodemvocht aanwezig. Een overmaat aan H +- - of OH - -ionen “zoeken” negatief,
respectievelijk psoitief geladen deeltjes, waardoor zowel sterk zure als basische oplossingen met veel
stoffen agressief kunnen reageren. De zuurgraad wordt uitgedrukt met het symbool pH.
De tijd die nodig is om iets door chemische reacties te laten vervallen kan tussen zeer wijde grenzen
variëren. Dit komt omdat er vaak een combinatie van factoren noodzakelijk is. Daarbij speelt transport
van stoffen een belangrijke rol.
1.3.3 Biologisch verval
Micro-organismen spelen een belangrijke rol bij het verval van archeologische materialen. Dit geldt
voor organische materialen, zoals bot. Onder de aanwezigheid van zuurstof kunnen schimmels en
bacteriën groeien die het materiaal letterlijk opeten. Deze processen spelen een wezenlijke rol bij het
verval van bot en botanisch materiaal. Hoewel het botanische materiaal een belangrijke vondstcomponent
is die bovendien zeer gemakkelijk vervalt, is er toch weining bekend over het verval van
dit materiaal. Onlangs is wel een omvangrijk onderzoek naar de degradatie van bot afgerond. In de
hoofdstuk 7 t/m 10 wordt er verder ingegaan op de mechanismen van het biologisch verval.
Hoewel de aanwezigheid van zuurstof een belangrijke rol speelt, zijn er ook bacteriën die goed gedijen
in een zuurstofarm milieu. In zeer bijzondere gevallen, zoals de aantasting van ijzer door zwavelreducerende
bacteriën is de afwezigheid van zuurstof zelfs een randvoorwaarde voor snelle degradatie.
Over het algemeen is het wel zo dat biologische afbraak in een anaëroob milieu heel langzamer
en vaak onvolledig verloopt.
1.4 Verval en behoud van het archeologisch erfgoed: state of the art
Zoals gezegd vindt onderzoek naar de degradatiemechanismen van diverse archeologische materialen
in verschillende bodemtypes en onder veranderende omstandigheden nog maar sinds enige jaren
plaats, ook in internationaal verband. De kennisontwikkeling op dit gebied staat dus nog in de kinderschoenen
en is vaak nog beperkt tot studies naar specifieke materiaalcategorieën. Een tweetal studies
gericht op metaal zijn al genoemd. Een derde voorbeeld van een meer omvangrijke internationale
studie betreft het onderzoek naar de degradatie van archeologisch bot dat dankzij een subsidie van de
Europese Commissie uitgevoerd is vanuit de Rijksdienst voor het Oudheidkundig Bodemonderzoek te
Amersfoort (Kars & Kars 2002).
In dit handboek is getracht een overzicht te geven van de stand van zaken van de huidige kennis met
betrekking tot de degradatie van archeologische materialen in bodems, waarbij onmiddellijk opvalt
dat de ene categorie, afhankelijk van het soort materiaal en nog meer van de stand van kennis, uitputtender
is behandeld dan de andere.
Aan het slot van elke hoofdstuk is voorts aangegeven welke condities gehandhaafd moeten worden
om het betreffende materiaal te behouden. Voorts is getracht aan te geven welke parameters een rol
spelen in een eventueel monitoringsprogramma. Dit laatste is echter nog zeer incompleet en is in veel
gevallen slechts een aanzet. Na het samenvattende hoofdstuk wordt een tabel gegeven waarin de
conserveringscondities voor de verschillende materiaalsoorten is samengevat.
Literatuur
Deeben J, BJ Groenewoudt, DP Hallewas & WJH Willems 1999: Proposals for a practical system of
siginificance evaluation in archaeological heritage management. European Journal of Archaeology 2, 177-
99.
Kars EAK & H Kars (eds.) 2002: The Degradation of Bone as an Indicator in the Deterioration of the European
Archaeological Property. Final Report, with Appendices A-H; Project ENV4-CT98-0712, internal report
European Commission, Brussels/Amersfoort (297 p).
5

Scharff W, C Arnold, W Gerwin, I Huesmann, K Menzel, A Pötzsch, E Tolksdorff-Lienemann 2000: Schutz
archäologischer Funde aus Metall vor immissionsbedingter Schädigung. (Materialhefte zur Archäologie in
Baden-Württemberg 57). Stuttgart: Konrad Theiss Verlag, 410 p.
Wagner D, M Kropp, KAN Abelskamp-Boos, F Dakoronia, N Earl, C Ferguson, WR Fischer, CC Hills, H.
Kars, R. Leenheer & R. Meijers 1997: Soil archive classification of European excavation sites in terms of
impacts of conservability of archaeological heritage. Final report EC Project EV5V-CT94-0516.
Brussel/Iserlohn, 156 p. met 4 appendices.
Willems WJH, 1997: Archaeological Heritage Management in the Netherlands: Past, Present and Future, in:
Willems, WJH, H Kars & D Hallewas (eds.): Archaeological Heritage Management in the Netherlands.
Fifty Years State Service for Archaeological Investigations. Assen/Amersfoort, 3-17.
6

2 Keramiek
2.1 Aard van het materiaal
De traditionele definitie van hetgeen onder het begrip keramiek valt, luidt: produkten uit klei vervaardigd.
Als grondstoffen kunnen verschillende soorten klei zijn gebruikt die zijn gemengd en waaraan
een of meerdere hulpstoffen zijn toegevoegd. Die hulpstoffen of magering dienen om de bakeigenschappen
te verbeteren, waardoor er een homogeen produkt ontstaat. Deze zijn vaak al deels in
de klei aanwezig in de vorm van fijne kwartskorreltjes in de silt- of zandfractie tot 1 mm groot.
Meestal is extra toevoeging nodig. In veel gevallen is dit ook zand, maar het kunnen ook vele andere
stoffen zijn: fijngestampt graniet, schelpgruis, fijngestampt aardewerk (chamotte), kalk/schelpgruis,
zelfs fijngestampt bot).
Het eindresultaat van de grondstoffenbereiding en het bakken wordt ook wel omschreven als het
baksel. Bakseltypes worden onderscheiden op korrelgrootte, korrelgrootteverdeling, porositeit, hardheid
en kleur. Soms is er een oppervlaktelaag aangebracht (slip) die soms glazig van karakter is
(glazuur).
Figuur 3 Voorbeelden van enkele fraai gerestaureerde vormen van vroegmiddeleeuws aardewerk uit Dorestad
bij Wijk bij Duurstede. Fysiek verval (breuk en verregaande fragmentatie) vormt de grootste en direct zichtbare
bedreiging van aardewerk, maar niet direct zichtbare chemische veranderingen komen ook voor en mogen niet
over het hoofd gezien worden (Foto ROB, Amersfoort).
Naast de grondstoffen bepaalt de hoogte van de baktemperatuur in hoge mate de kwaliteit van het
aardewerk. Dit komt omdat er bij bepaalde temperaturen chemische reacties optreden waarbij de kleimineralen
door andere worden vervangen, waardoor het materiaal een harder en steniger voorkomen
krijgt. Wanneer de temperatuur nog hoger wordt, wordt het smeltpunt van sommige mineralen
bereikt, waarbij er versintering en een begin van verglazing optreedt. Het baksel wordt nu zeer hard en
dicht. Men spreekt dan niet meer van aardewerk maar van steengoed of porselein.
7

Bij keramiek denkt men in de eerste instantie aan potten, pannen, borden en amforen (fig. 3), maar er
zijn ook nog vele andere vormen van keramiek, zoals (Romeins en middeleeuws) bouwmateriaal en
de zachtgebakken weefgewichten of netverzwaarders.
2.2 Degradatiemechanismen
Vanuit fysisch-chemisch en mineralogisch perspectief is keramiek goed te vergelijken met natuursteen
en is het in zekere zin tot de groep van de metamorfe gesteenten te rekenen (hoofdstuk 3). Dit
betekent dat degradatiemechanismen voor keramiek en steen veel op elkaar lijken. Dit leidt dan al snel
tot de conclusie dat, net als steen, keramiek relatief stabiel is en slechts langzaam verweert. Dit is in
zekere zin ook zo, maar er zijn wel verschillen. Hier moet vooral de aandacht gevestigd worden op die
typen van verwering die we met het blote oog nauwelijks zien, maar die wel degelijk van belang zijn,
zeker wanneer we archeometrisch onderzoek aan het materiaal willen doen.
Dit geldt vooral voor het prehistorisch aardewerk, maar ook voor jonger materiaal dat vrij poreus is.
Door het poreuze karakter zal water, dat een uitermate belangrijke rol speelt in het degradatieproces,
door en door in het aardewerk kunnen dringen. Dit betekent dat er door de aanwezigheid van zuurstof
oxidatie van de vaak wat ijzerhoudende mineralen optreedt, een reactie die nog eens versneld wordt
door de aanwezigheid van koolzuur. Naast dit chemisch verval, kan er ook fysische verwering optreden.
Zo zal aardewerk, doordrenkt met water, in de winter na herhaaldelijke vorst-dooi cycli stuk
kunnen vriezen (Swain 1988). In drogere tijden, daarentegen, kan er oplossing en (re)kristallisatie van
zouten optreden die in grondwater aanwezig zijn of door zoute kwel aangevoerd kunnen worden.
Door deze kristallisatiekracht kan het aardewerk ook stuk gaan.
Vervolgens moet opgemerkt worden dat voor de archeometrische analyse van aardewerk, ten behoeve
van bijvoorbeeld herkomstonderzoek, ook de niet direct zichtbare chemische degradatie een belangrijke
rol speelt. Dit wordt al gedurende langere tijd onderkend (zie bijv. Franklin & Vitali 1985). Dat
het een wezenlijk probleem is, mag blijken uit het feit dat het op archeometrische congressen een
terugkerend item is, zoals op het 33ste International Symposium on Archaeometry (Amsterdam 2002),
waar voor dit probleem zelfs een gehele sessie was gereserveerd.
Er kan bijvoorbeeld al in slijpplaatjes vastgesteld worden dat er een hoeveelheid secundaire carbonaat
in het aardewerk aanwezig is. Het speelt echter nog een veel belangrijkere rol bij de chemische analyse
van een aantal (sporen)elementen. Hier dient de onderzoeker er zich van bewust te zijn dat door
de mobiliteit van sommige elementen in de bodem er een aanrijking van sommige of een verarming
van andere elementen is; de Arbeitsgruppe Archäometrie van de Freie Universität in Berlijn heeft hier
veel onderzoek naar gedaan. Zij stelden aan monsters uit diverse plaatsen in Noordwest-Europa vast
dat er bijna altijd wel een aanrijking aan fosfaat plaatsvindt. Vooral in een zure omgeving treedt er
daarentegen een verlies van natrium, kalium en calcium op. Daar waar bodems wat sporen van koper,
lood of, bijvoorbeeld, tin bevatten, zullen deze ook in het aardewerk worden opgenomen. Recente
studies waarin bijvoorbeeld de kern van een scherf is vergeleken met het oppervlak hebben dit nog
eens aangetoond (Haslam in druk, Schwedt et al. in druk). Met dit soort aspecten moet dus bij de
fysisch-chemisch analyse terdege rekening worden gehouden.
2.3 Behoud van keramiek in de bodem
In droge milieus blijft aardewerk over het algemeen goed bewaard. Deze milieus komen in onze
bodem echter nauwelijks voor. In vochtige milieus treedt er allereerst een ontleding door de aanwezigheid
van water op. In dichte, hardgebakken keramieksoorten zullen deze reacties zeer traag zijn.
In sterk poreus aardewerk speelt dit wel een belangrijke rol. Daar komen nog de fysische processen
van vorst-dooi en oplossing-kristallisatie cycli bij. Vervolgens kunnen sommige chemische elementen
in oplossing gaan, terwijl andere weer neerslaan. Bij een goed behoud zullen de situaties waarbij deze
processen kunnen optreden, zoveel mogelijk vermeden moeten worden. Dit betekent in het algemeen
een situatie, waarbij er zo weinig mogelijk veranderingen plaats vinden in de bodem.
8

Omdat de typochronologische studie van aardewerk in zekere zin als de ruggengraat van het archeologisch
onderzoek mag worden beschouwd, en er dus reeds veel kennis aanwezig is, is er ook nog
veel niet aan deze omvangrijke en zeer gevarieerde vondstgroep onderzocht. De fysieke kwaliteit van
de keramiekvondsten dient dan ook altijd bij de waardering van een vindplaats betrokken te worden.
Gezien de redelijke stabiliteit van aardewerk is dit niet in eerste instantie het materiaal dat gebruikt
wordt om de fysieke staat van een vindplaats vast te stellen en eventueel te monitoren. Bij vindplaatsen
waar sterke wisselingen in grondwaterniveau en –samenstelling (kunnen gaan) plaatsvinden,
zou aardewerk op broosheid gecontroleerd moeten worden. Indien er inventariserend veldonderzoek
plaats vindt, is het verzamelen en bewaren van enkele monsters voor chemisch onderzoek zinvol om
eventuele mobiliteit van elementen te meten.
Literatuur
Franklin UM, Vitali V 1985: The environmental stability of ancient ceramics, Archaeometry 27, 3-15.
Haslam R, in druk: An Examination of the Relationship between Firing Temperature, Soil Type and Postdepositional
Alteration in Fine Wares, Proceedings of the 33th Symposium on Archaeometry (Amsterdam
2002), Geoarchaeological and Bioarchaeological Studies.
Schwedt T, H Mommsen & N. Zacharias, in druk: Post-depositional elemental alterations in pottery: Neutron
Activation Analyses of surface and core samples, Archaeometry.
Swain H 1988: Pottery survival in the field: some initial results of experiments in frost shattering, Scottish
Archaeological Review 5, 87-9.
9

3 (Natuur)steen
3.1 Aard en voorkomen
Buiten de aardwetenschappen wordt in plaats van steen bij voorkeur de naam natuursteen gebruikt om
onderscheid aan te brengen tussen in de natuur gevormde steensoorten en steenachtige materialen die
door de mens gemaakt zijn, zoals keramiek. Steen is een algemene naam voor gesteente dat als brokstukken,
al dan niet bekapt en bewerkt of als verbrijzelde fragmenten, in archeologische context kan
worden aangetroffen.
Gesteenten zijn in de natuur voorkomende aggregaten van een of meer mineralen. Gesteenten worden
grofweg in drie hoofdgroepen ingedeeld:
- Magmatische gesteenten: deze ontstaan door stolling uit een magma, dat is vloeibaar gesteentemateriaal.
Voorbeelden: tefriet (maalstenen, zie fig. 4), graniet (hunebedden, maalstenen), doleriet/diabaas
(bijlen).
- Sedimentaire gesteenten: deze ontstaan door verschillende processen zoals verwering van oudere
gesteenten, transport, afzetting en eventueel verkitting van het materiaal; ook kunnen ze ontstaan
door verdamping van zeewater; gesteenten van organische oorsprong horen hier ook toe.
Voorbeelden: zandsteen en kalksteen (diverse objecten), siltsteen (slijpstenen), vuursteen (veel
prehistorische werktuigen), zand, klei (grondstof van aardewerk), barnsteen (o.a. sieraden; fig. 6).
11
Figuur 4 Matig tot goed geconserveerde en gerestaureerde
maalsteen (een loper) uit Veere. Het
vulkanisch gesteente (tefriet, Eifel) komt vanaf
de Late Bronstijd/ Vroege IJzertijd in zeer veel
nederzettingen in ons land voor, daar het de
grondstof bij uitstek is voor maalstenen. Deze
steensoort wordt gekenmerkt door een sterk
blazige structuur, waardoor het relatief
gemakkelijk verweert (foto ADC, Bunschoten).

- Metamorfe gesteenten: deze gesteenten worden onder sterk verhoogde temperatuur en druk uit
andere gesteenten gevormd. Voorbeelden: leisteen (dakbedekking), marmer (sculpturen), fylliet
(slijpstenen), jade (bijlen).
Archeologen maken graag een onderscheid tussen natuursteen en vuursteen, alsof het twee gelijkwaardig
naast elkaar staande, maar verschillende categorieën betreft. Dit is nomenclatorisch onjuist.
Vuursteen is slechts een van de zovele steensoorten.
In bovengenoemde classificatie passen ook de sierstenen, zoals edelstenen (topaas), halfedelstenen
(granaat/almandien en diverse kwartsvariëteiten) en het al genoemde zachte barnsteen. Deze worden
door hun vaak geringe formaat dikwijls over het hoofd gezien. Op plaatsen waar sieraden verwacht
worden, dient er dus gezeefd te worden.
Ook hebben de metalen die in de natuur voor kunnen komen (gedegen goud, zilver en soms koper) en
de ertsen een plaats in deze classificatie. Ertsen zijn gesteenten waaruit op een rendabele wijze metalen
geproduceerd kunnen worden. Erts is dus in feite een economisch begrip.
Naast objecten van steen worden er in opgravingen zeer veel stenen zonder sporen van gebruik en/of
bewerking gevonden. Soms is dit breuksteen uit een bepaalde steengroeve, vaker zijn het zwerf/
rolstenen. Hoewel ze bewust naar de vindplaats zijn gebracht, is de functie van dit materiaal vaak niet
duidelijk.
3.2 Degradatie van steen
Hoewel steen op het eerste gezicht een zeer stabiel materiaal lijkt, verweert en degradeert het wel
degelijk. Immers, wanneer dit niet zo was, dan zouden er geen sedimentaire gesteenten bestaan. Wel
kan gesteld worden dat degradatie van steen over het algemeen een zeer langzaam proces is, maar er
zijn grote verschillen. Nu leert de praktijk dat met name gesteenten die relatief snel verweren geselecteerd
zijn voor het maken van gebruiksvoorwerpen en het verwerken in bouwwerken. Dit komt omdat
die selectie grotendeels bepaald is door de samenstelling en de structuur van het gesteente. Wat mooi,
functioneel en goed te bewerken is, is kennelijk minder goed bestand tegen verwering.
De conservering van natuursteen in gebouwen heeft zich tot een eigen en omvangrijk onderzoeksgebied
in de conserveringskunde ontwikkeld; zie bijvoorbeeld Vicente et al. (1996) voor de verwering
van graniet. Met name de laatste tijd is er veel belangstelling voor de verwering van steen door middel
van micro-organismen (Warscheid & Braams 2000). Hoewel enige standaardwerken wel in de literatuurlijst
zijn opgenomen (Amoroso & Fassina 1983, Camuffo 1998), worden deze hier niet besproken
en richten we ons op steen dat in het (onzichtbare) bodemarchief aanwezig is; zie figuur 5.
Steen in de bodem degradeert vooral door chemische verweringsprocessen. Daarbij spelen fysische en
mineralogisch-chemische kenmerken van het gesteente een belangrijke rol.
Een belangrijk fysisch kenmerk van steen dat de snelheid van verwering bepaalt, is de structuur, waarbij
grofkorrelige gesteenten als graniet over het algemeen gemakkelijker verweren dan een fijnkorrelige
amfiboliet. Bij gesteenten die zeer poreus zijn, neemt de verweringssnelheid aanzienlijk toe; het
blazige gesteente tefriet is hiervan een goed voorbeeld (fig. 4). Immers des te poreuzer een gesteente
is, des te groter is het oppervlak tussen gesteente en bodemvocht. Toch speelt verwering ook bij zeer
dichte, vrij inerte gesteenten een rol. Zo is de verweringslaag op vuursteen wel gebruikt om grofweg
de ouderdom van het artefact vast te stellen (Rottländer 1978). Belangrijker is dat de verwering van
vuursteen een rol speelt bij het vaststellen van de aanwezigheid van gebruikssporen (Burroni et al.
2002).
Gesteenten worden voorts gekenmerkt door een specifieke mineralogische en chemische samenstelling.
Zo bestaat het merendeel van de gesteenten uit siliciumverbindingen, de zogenoemde silicaten,
terwijl ook de carbonaten (diverse soorten kalksteen en marmers) een belangrijke groep vormen. Deze
samenstellingsverschillen zijn ook bepalend voor de verwering, waarbij de aanwezigheid van water
een belangrijke rol speelt. Daar zijn verschillende redenen voor.
12

Figuur 5 Het behoud van natuursteen richt zich vooral op de zichtbare gebouwde monumenten. Hiertoe zouden
we ook onze hunebedden kunnen rekenen. In de jaren tachtig en negentig van de vorige eeuw is er vanuit de
Rijksdienst voor het Oudheidkundig Bodemonderzoek een omvangrijk project uitgevoerd betreffende de
conserveringsstaat van de hunebedden. Daarbij is er in het bijzonder op de kwaliteit van de stenen gelet. Hier
zien we de restauratie van hunebed D26 te Borger.
De eerste is dat de op zich stabiele silicaatverbindingen uiteen kunnen vallen door de aanwezigheid
van water (hydrolyse, ontleding door water). Daarnaast kunnen er diverse stoffen in water zijn opgelost
die aan de verweringsreakties deelnemen. De belangrijkste stoffen zijn zuurstof, koolzuur en
humuszuren.
Zuurstof speelt een belangrijke rol bij gesteenten die ijzerhoudende mineralen bevatten; dit is bij zeer
veel gesteenten het geval. Hier treedt oxidatie van deze mineralen op, waardoor ook de rest van de
structuur van het gesteente verloren gaat. Een goed voorbeeld is het ijzerhoudende mineraal biotiet dat
veel in graniet voorkomt. Een bekender voorbeeld is tefriet dat voor de produktie van maalstenen is
gebruikt, die we vanaf de IJzertijd in ons land kunnen aantreffen. Zo kunnen er binnen een opgraving
grote verschillen in de conservering van maalstenen worden waargenomen: van nagenoeg “vers”
ogend gesteente in een meer kleiïge omgeving, tot gesteentegruis in een vochtig, goed doorlucht zand.
Doordat het kooldioxide uit de lucht in water oplost, zullen alle waters die in contact staan met lucht
enigszins aanzuren, waardoor reacties aanzienlijk sneller gaan verlopen. Vooral carbonaten zijn
gevoelig voor een zuur milieu. Daar veel kalksteensoorten zeer poreus zijn, kan dit proces vrij snel
verlopen. We zien dit doordat het materiaal sterk van kleur is veranderd en dat oorspronkelijk scherpe
kantjes geheel afgerond zijn geraakt. Marmers die een aanmerkelijk dichtere structuur hebben zijn
hiervoor wat minder gevoelig.
3.3 Het behoud van steen in de bodem
Steen blijft over het algemeen zeer goed bewaard in droge milieus. Deze komen echter in de Nederlandse
bodem niet voor, bijna altijd is er wel een bepaalde hoeveelheid bodemvocht aanwezig. Steen
aanwezig in de onverzadigde zone, dus nog boven het grondwater, kan sterk aan verwering onderhevig
zijn. Dit geldt vooral voor sterk poreuze gesteenten, zoals tefriet, tufsteen en diverse soorten
kalksteen, waarbij de laatste ook gevoelig is voor een zuur milieu. Steen aanwezig in een fijnkorrelig
dicht sediment, zoals klei, zal over het algemeen ook goed bewaard blijven in de onverzadigde zone.
Het zal zelden voorkomen dat de conserveringsgraad van het steen aanwezig in een vindplaats van
doorslag-gevende betekenis is voor de waardering en selectie van de vindplaats. Een uitzondering
moet gemaakt worden voor vindplaatsen uit de vroege prehistorie waar steen, en in het bijzonder
13

vuursteen, de belangrijkste vondstcomponent kan zijn. Zo mag een vuursteenvindplaats die tot nog toe
goed geconservereerd is gebleven, niet blootgesteld worden aan ingrepen waarbij oxidatie en verzuring
kunnen optreden. Eventueel aanwezige gebruikssporen op de artefacten kunnen hierdoor verdwijnen.
Figuur 6 Een halffabrikaat van een barnstenen kam van een lier uit het vroegmiddeleeuwse Dorestad (Kars &
Wevers 1983). Barnsteen is een fossiel hars. Veel archeologisch barnsteen heeft waarschijnlijk drijvend in het
zeewater onze kusten bereikt en is daar verzameld. Ingesloten in klei blijft het uitermate goed geconserveerd. In
een meer doorlucht en zuur milieu kunnen er kleurveranderingen optreden en kan het oppervlak sterk
gecraqueleerd zijn (foto ROB, Amersfoort).
Gezien de redelijke stabiliteit van steen is dit niet in eerste instantie het materiaal dat gebruikt wordt
om de fysieke staat van een vindplaats te monitoren. Bij vindplaatsen waar sterke wisselingen in
grondwaterniveau en –samenstelling (kunnen gaan) plaatsvinden, moeten bij het inventariserend
archeologisch onderzoek poreuze gesteenten als tefriet, tufsteen en kalksteen op broosheid gecontroleerd
worden. In zure milieus zal specifiek op de kwaliteit van objecten van kalksteen gelet moeten
worden. Het bewaren van enkele monsters voor chemisch onderzoek om eventuele mobiliteit van
elementen te meten, is zinvol.
Literatuur
Amoroso GG & V Fassina (eds.) 1983: Stone Decay and Conservation. Atmospheric Pollution, Cleaning,
Consolidation and Protection (Material Science Monographs 11), Elsevier, Amsterdam.
Burroni D, RE Donahue & AM Pollard 2002: The Surface Alteration Features of Flint Artefacts as a Record of
Environmental Processes, Journal of Archaeological Science 29, 1277-87.
Camuffo D, 1998: Microclimate for Cultural Heritage (Developments in Atmospheric Science 23), Elsevier,
Amsterdam.
Jager SW & H Kars 1992: Hunebedden, toonbeeld van onverwoestbaarheid? Mens en Wetenschap 19, 306-9.
Kars H & JMAR Wevers 1983: Early-Medieval Dorestad, an Archaeo-Petrological Study, Part VII: Amber, Berichten
van de Rijksdienst voor het Oudheidkundig Bodemonderzoek 33, 61-81.
Rottländer R, 1978: The formation of patina on flint, Archaeometry 17, 106-10.
Vincente MA, J Delgado-Rodrigues & J Acevedo 1996: Degradation and conservation of granitic rocks in
monuments (Protection and conservation of European cultural heritage, Research report No 5), European
Commission Brussels 472 p.
Warscheid Th & J Braams 2000: Biodeterioration of stone: a review, International Biodeterioration & Biodegradation
46, 343-68.
14

4 Glas
4.1 Samenstelling en structuur
Glas bestaat voornamelijk uit siliciumoxide (SiO2), ook wel silica of kwarts genoemd. Om glas te
maken wordt zand, dat grotendeels uit siliciumoxide bestaat, gesmolten. Wanneer dit vervolgens weer
afkoelt, ontstaat glas (fig. 7). Het voornaamste kenmerk van glas is dat het is opgebouwd als een
continu, niet-kristallijn, onregelmatig netwerk van atomen. Dit in tegenstelling tot de meeste vaste
stoffen die bestaan uit kristallen, waarin de atomen op een regelmatige manier zijn gerangschikt. Door
deze amorfe netwerkstructuur kunnen allerlei andere atomen eenvoudig in het glas worden opgenomen.
Het smeltpunt van pure siliciumoxide is 1720 °C (Newton & Davison 1989). Een dergelijk hoge
temperatuur is moeilijk te bereiken. Om het smeltpunt te verlagen werd er vanaf de vroegste glasproductie
natriumoxide of kaliumoxide (potas) aan het kwartszand toegevoegd.
Tegenwoordig is bekend dat natrium- en kaliumoxide niet alleen het smeltpunt van de siliciumoxide
verlagen, maar ook de duurzaamheid van het glas aantasten. Deze vermindering van de duurzaamheid
kan worden tegengegaan door calcium of magnesium aan het glas toe te voegen. Dit werd al vroeg
gedaan, hoewel aanvankelijk waarschijnlijk onopzettelijk: bepaalde kalkhoudende zanden stonden als
goede grondstof voor de glasproductie bekend (Newton 1989).
Er is veel onderzoek gedaan naar de duurzaamheid van glas, onder andere omdat veel landen hebben
overwogen radioactief afval in glas op te slaan (Heimann 1986). Hierdoor is duidelijk geworden dat
duurzaam glas bestaat uit minimaal 65 mol% silica, 5 tot 10 mol% calciumoxide en/of magnesiumoxide
en natriumoxide (El-Shamy 1973). Dus bij voorkeur geen kaliumoxide. Bovendien wordt glas
veel duurzamer wanner het 2–5 mol% aluminiumoxide bevat en/of kleine hoeveelheden fosfor, zink
en/of lood (Newton 1989).
Figuur 7 Glas in wording: Elektronenmicroscoopopname van een stukje glas waarin nog korreltjes niet gesmolten
zand aanwezig zijn. Het centrale deel van de foto is glas, in de amorfe netwerkstructuur zijn geen kristallen
aanwezig. Langs boven-, rechter- en onderrand van de foto zijn zandkristallen zichtbaar (foto ICN, Amsterdam).
15

Figuur 8 Fles uit een Romeins grafveld in Maastricht.
Ook de kleinste glasfragmenten (breuk door gronddruk)
blijven in de bodem bewaard. De vele fragmenten
leverden na een tijdrovend restauratieproces nagenoeg
een complete fles op. Hoewel de frag-menten wel wat
waren aangetast, is de heldere kwaliteit van het glas
opvallend (foto: ROB, Amersfoort).
Hoewel we uit de IJzertijd veel kralen en ook armbanden van een glasachtige substantie kennen, dateert
het meest archeologisch glas in Nederland voornamelijk uit de Romeinse Tijd, de Middeleeuwen
en later.
De samenstelling van Romeins glas is behoorlijk constant (Freestone 2001). Het bestaat uit ca. 70
mol% silica, 5 tot 10 mol% calciumoxide, 15 tot 20 mol% natriumoxide en 2 tot 3 mol% aluminiumoxide.
Romeins glas voldoet dus aan de hierboven genoemde “moderne” criteria voor duurzaam glas
en is zeer duurzaam, zie ook figuur 8.
De samenstelling van Middeleeuws glas varieert sterk (Römich 1999). De hoeveelheid siliciumoxide
kan variëren van 45 tot 75 mol%. Voorts kunnen aanwezig zijn: 1 tot 35 mol% calciumoxide, 0 tot 18
mol% natriumoxide en 1 tot 25 mol% kaliumoxide. Soms is er ook aluminiumoxide, fosforoxide en/of
loodoxide toegevoegd.
Uit een vergelijking met de moderne criteria voor duurzaam glas blijkt dat veel middeleeuwse glassoorten
veel minder duurzaam zijn dan Romeins glas.
In de literatuur over de duurzaamheid van glas, uitgewerkt in de volgende paragrafen, wordt glas in
twee hoofdgroepen ingedeeld: natriumglas en kaliumglas. Het duurzame natriumglas komt sterk
overeen met de samenstelling van Romeins glas, terwijl kaliumglas veel meer overeenkomt met in de
Middeleeuwen gebruikte glassoorten.
4.2 Degradatiemechanismen
Als eerste degradatiemechanisme kan devitrificatie worden genoemd. Devitrificatie betekent dat het
onregelmatige silicanetwerk langzaam wordt omgezet in de kristallijne stof devitriet (de chemische
formule voor devitriet is Na2O⋅3CaO⋅6SiO2). Er bestaat discussie over de snelheid waarmee devitrificatie
kan optreden bij normale omgevingstemperaturen; ook is het belang van dit proces voor
archeologisch glas nog niet duidelijk (Newton 1989).
Voor archeologisch glas in de bodem zijn vooral de volgende twee degradatiemechanismen van
belang: het uitlogen van kalium, natrium, calcium en/of magnesium uit het silicanetwerk; en het
oplossen van het gehele silicanetwerk.
Het uitlogen van kalium en/of natrium is het voornaamste proces bij pH < 9, het oplossen van het
silicanetwerk is het voornaamste proces bij pH > 9 (El-Shamy et al. 1972).
16

Het oplossen van het silicanetwerk hangt sterk samen met de oplosbaarheid van verschillende silicaten.
Bij pH < 9,5 is de voornaamste vorm waarin silica in water voorkomt Si(OH)4. Dit ongeladen
deeltje is nauwelijks oplosbaar in water (maximaal 7,9 x 10 -5 mol per liter). Bij pH > 9,5 echter, is de
voornaamste vorm waarin silica in water voorkomt Si(OH)3 - . Dit negatief geladen deeltje is veel beter
in water oplosbaar, waardoor de oplosbaarheid van glas in water vanaf een pH van ongeveer 9 sterk
toeneemt (Heimann 1986); zie ook figuur 9.
17
Extractie van SiO2
(µg per g per min)
60
20
3 6 9 12
pH
Figuur 9 De oplosbaarheid van glas als functie van de zuurgraad. Pas in een basisch milieu met pH groter dan 9
neemt de oplosbaarheid van glas sterk toe. Naar El-Shamy et al. (1972).
Het is duidelijk dat de oplosbaarheid van glas bij pH > 9 sterk toeneemt. Echter, ook bij lagere pH’s
kan altijd een zeer kleine hoeveelheid glas in oplossing gaan. In de praktijk is deze hoeveelheid
verwaarloosbaar klein. In de Nederlandse bodem komt een pH > 9 van nature niet voor, waardoor het
in oplossing gaan van glas onder natuurlijke omstandigheden geen probleem vormt.
Het uitlogen van kalium, natrium, calcium en/of magnesium uit het glas bij pH < 9 is in de Nederlandse
bodem het voornaamste degradatiemechanisme van glas. Volgens Newton (1985) bestaat dit
mechanisme uit 3 stappen:
1. diffusie van water moleculen het glas in;
2. reactie van water met zuurstofatomen in het silicanetwerk, waarbij hydroxide vrijkomt;
3. diffusie van hydroxide samen met kalium, natrium, calcium en/of magnesium het glas uit.
Er ontstaat op deze manier glas met een toplaag die rijk is aan silica, en die weinig tot geen kalium,
natrium, calcium of magnesium bevat. Deze laag wordt ook wel de gellaag genoemd; zie ook figuur
10. De hoge concentraties calcium, fosfor en mangaan in het buitenste deel van de gellaag worden
veroorzaakt door inspoeling met water vanuit de omgeving.
De snelheid waarmee het uitlogen verloopt is in eerste instantie relatief hoog. Door het uitlogen wordt
een gellaag gevormd die uit vrijwel alleen silica bestaat. Deze gellaag vormt een barrière voor verdere
uitloging. Het water glasinwaarts, en de hydroxide, kalium, natrium, calcium en/of magnesium glasuitwaarts,
moeten door een steeds dikkere gellaag heen diffunderen. Na enige tijd wordt een constante,
langzame snelheid van uitlogen bereikt (Newton 1985).
4.2.1 De gellaag
De gellaag die door het uitlogen van kalium, natrium, calcium en/of magnesium wordt gevormd
bestaat uit een serie dunne laagjes. De dikte van de gellaag en de dunne laagjes verschilt voor
natrium- en kaliumglas. Bij duurzaam natriumglas is de gellaag enkele miljoenste meters (µm) tot nog
geen millimeter dik en zijn de dunne laagjes 0,1 tot maximaal 1 µm dik. Door de zeer fijne
gelaagdheid van laagjes met een dikte van enkele honderden van een miljardste meter (nanometer,
nm) heeft verweerd natriumglas vaak een iriserend (regenboogkleurig) uiterlijk.
Bij het veel minder duurzame kaliumglas is de gellaag tot enkele millimeters dik en zijn de dunne
laagjes 2 tot 20 µm dik. Deze dikkere gellaag op kaliumglas vormt in de bodem vaak een ondoor-

schijnende, matte, bruingele korst. De donkere kleur wordt veroorzaakt door calcium, fosfaat,
mangaan en ijzer die vanuit de bodem in de ruimtes tussen de dunne laagjes zijn opgenomen (Cox &
Ford 1993, Freestone 2001).
Het mechanisme van het ontstaan van de gelaagdheid van de gellaag is niet geheel duidelijk. Wellicht
speelt een rol dat kalium, natrium, calcium en/of magnesium tijdens het uitlogen worden vervangen
door veel kleinere protonen. Hierdoor krimpt mogelijk het glas, waardoor de gelaagdheid ontstaat
(Newton 1985).
Gewichts% SiO 2
Gewichts% oxide
80
60
40
20
0
16
14
12
10
8
6
4
2
0
Glas Gellaag Oppervlak
Positie in het glas
SiO2
MnO
CaO
P O
2 5
Al 2O3 Fe 2O3 K 2O
Figuur 10 De vorming van een gellaag op
glas. Weergegeven zijn de concentraties van
de oxides in de buitenste laagjes van een
aangetast stukje glas. De concentraties van
de oxides staan op de y-as. De x-as geeft het
verloop van (nog) niet aangetast glas (links
van de linker stippellijn), via de gellaag
(tussen de stippellijnen) naar de rand van het
glas (de rechter stippellijn). Naar Cox &
Ford (1993).
4.2.2 Degradatiesnelheid en de aanwezigheid van water
Zonder water of vocht degradeert glas nauwelijks (Newton 1989). Archeologisch glas dat wordt
gevonden op droge plaatsen, zoals in Egypte, is daarom minder verweerd dan glas uit nattere gebieden
zoals Europa (Adams 1984).
Wanneer glas in contact komt met zeer kleine hoeveelheden water, kan grote schade worden
aangericht. In eerste instantie logen kalium, natrium, calcium en/of magnesium uit het glas, tegelijk
met hydroxide. Al deze stoffen komen in het water op het glasoppervlak terecht. Door de hydroxide
stijgt de pH van het water en wanneer de hoeveelheid water klein genoeg is, kan de zuurgraad snel tot
boven een pH van 9 stijgen. Vanaf dat punt kan het glasnetwerk in het water oplossen en degradeert
het glas snel. Deze situatie kan optreden wanneer water uit de lucht in kleine hoeveelheden op het glas
condenseert of wanneer het glas bij een zeer hoge luchtvochtigheid (bijvoorbeeld in een vochtige
kelder) wordt bewaard. Ook kunnen in krassen in het glas van minmaal 0,2 µm diep kleine hoeveelheden
water worden vastgehouden, waardoor de zuurgraad lokaal tot boven pH is 9 kan stij-gen
(Newton 1985).
Wanneer het water op het glas regelmatig wordt ververst, stijgt de zuurgraad van het water niet boven
en waarde van 9. Een voldoende hoge verversingssnelheid wordt bereikt, wanneer zodanig veel water
op het glas condenseert dat het water in druppels afspoelt (Newton 1985). Freestone (2001) suggereert
dat de verversingssnelheid van water op glas in de bodem hoog genoeg is om een stijging van de
zuurgraad tot boven pH is 9 te voorkomen. Wanneer glas in de bodem echter krassen van minimaal
0,2 µm diep bevat, kan de zuurgraad lokaal wel boven pH is 9 stijgen (Newton 1985).
18

4.2.3 Degradatiesnelheid en het effect van temperatuur en zuurgraad
Adams (1984) schat de degradatiesnelheid van natriumglas op 1 µm per jaar, bij een temperatuur van
25 °C en een pH van 7. Cox en Ford (1993) hebben voor diverse natriumglazen van ongeveer 1640
jaar oud een gemiddelde degradatiesnelheid in de bodem van ongeveer 0,02 µm per jaar gevonden bij
een pH van 7,9. Voor diverse kaliumglazen (ongeveer 440 en 770 jaar oud) vonden ze een degradatiesnelheid
in de bodem van ongeveer 1,5 µm per jaar (pH 7,2 tot ongeveer 8). Newton (1985) geeft voor
middeleeuwse ramen een degradatiesnelheid van maximaal 5 µm per jaar; Newton & Paul (1980)
komen voor Romeinse ramen op ongeveer 0,3 µm per jaar bij 25 °C en pH is 7.
In 1970 startte Fletcher een experiment (in Ballidon, Engeland), waarbij glas is begraven in een
heuvel van kalksteen met pH 9,55 tot 9,75. Aanleiding hiervoor was een vergelijkbaar experiment
(Wareham, Engeland), waar diverse materialen zijn begraven bij een pH van 4,5 tot 5,0. Fletcher
realiseerde zich dat het glas dat in Wareham is begraven slechts zeer langzaam zou moeten degraderen,
gezien de lage zuurgraad (Fletcher 1972). Het verslag van de degradatie van het glas na acht
(Ballidon), respectievelijk negen jaar (Wareham) begraven te zijn geweest, leert dat alleen het gesimuleerde
middeleeuwse glas is beschadigd, en dan nog alleen in Ballidon (met een zuurgraad van pH
9,6 - 9,8). Wel blijkt dat alle gesimuleerde archeologische glazen in beide omgevingen minstens licht
iriserend zijn.
Het effect van de zuurgraad op de degradatiesnelheid van glas wordt grotendeels bepaald door de
verschillende mechanismen waardoor glas wordt aangetast bij een zuurgraad onder en boven een pH
van 9. Boven pH is 9 kan het glasnetwerk oplossen, waardoor de degradatiesnelheid sterk toeneemt.
Voor het oplossen van het glasnetwerk geldt dat hoe hoger de pH is, des te sneller het glas degradeert
(El-Shamy et al. 1972). Onder pH is 9 is het uitlogen van natrium en kalium het voornaamste degradatiemechanisme.
Het blijkt dat de zuurgraad geen effect heeft op de degradatiesnelheid van het glas
in het pH-traject van 1 tot 9 (El-Shamy et al. 1972). Hierop bestaat een uitzondering, namelijk glas
dat meer dan 10 mol% calciumoxide bevat. Onder pH is 4 neemt de degradatiesnelheid van glas toe
wanneer het glas meer dan 20 mol% calciumoxide bevat (Newton 1989). Wanneer glas tussen 10 en
20 mol% calciumoxide bevat, neemt de degradatiesnelheid toe bij een pH lager dan 3 (El-Shamy et al.
1972). In de Nederlandse situatie is dit dus alleen van belang voor middeleeuws glas, aangezien
Romeins glas veel minder calciumoxide bevat.
De degradatiesnelheid van glas varieert met de temperatuur. De degradatiesnelheid verdubbelt ongeveer
per 10 °C temperatuurstijging (Adams 1984, Paul 1977). Er vanuitgaand dat in onze bodems het
jaargemiddelde van de temperauur vrij constant is, speelt deze faktor nauwelijks een rol.
4.2.4 Degradatiesnelheid: effect van complexvormers, fluoride, fosfor en aluminium
Complexvormers, zoals EDTA, humuszuren en citraat, verhogen de oplosbaarheid van veel stoffen,
waaronder ook Si(OH)4. Door de verhoogde oplosbaarheid van Si(OH)4 kan het glasnetwerk ook bij
een pH < 9 in oplossing gaan wanneer complexvormers aanwezig zijn. De aanwezigheid van
complexvormers versnelt dus de degradatie van glas (Newton 1985, 1989).
Fluoride is zeer agressief ten opzichte van glas. De aanwezigheid van fluoride in het milieu brengt
glas grote schade toe (Paul 1977).
Enkele procenten fosforoxide of aluminiumoxide in het glas verhogen de duurzaamheid van het glas.
Daarnaast vertragen fosfaat en aluminium, ook als ze ‘slechts’ in het directe milieu aanwezig zijn, de
degradatie van glas (Newton 1989).
4.3 Het behoud van glas in de Nederlandse bodem
Afgezien van het feit dat glas zeer kwetsbaar is voor breuk door gronddruk en deformatie, blijkt uit
het bovenstaande dat de zuurgraad en het vochtgehalte van de bodem de belangrijkste variabelen zijn
met betrekking tot het duurzaam behoud van glas.
19

Binnen het traject van de in de Nederlandse bodem voorkomende zuurgraad (pH van 3 - 9) is vooral
van belang dat de zuurgraad niet rond een pH van 9 mag komen; wanneer de zuurgraad maar onder
pH is 8,5 blijft, zal het glasnetwerk niet oplossen. Voor middeleeuws glas is bovendien nog van
belang dat de degradatiesnelheid toeneemt wanneer de zuurgraad onder een pH van 3 à 4 komt. Algemeen
gesteld is een zuurgraad van de bodem tussen een pH van 4 en een pH van 8,5 dus voldoende
om de chemische degradatie van glas te minimaliseren.
Het vochtgehalte van de bodem kan een rol spelen wanneer kleine hoeveelheden water worden vastgehouden
in krassen in het glas. De zuurgraad van het water in de krassen kan bij een onvoldoende
hoge verversingssnelheid van het water stijgen tot boven een pH van 9, waarna het glas op kan lossen.
Deze situatie zou zich voor kunnen doen wanneer glas zich bevindt in de onverzadigde zone van een
kalkhoudende bodem, waarbij de normale doorstroming met regenwater wordt gehinderd. Een
normale doorstroming van de onverzadigde bodem met regenwater is waarschijnlijk voldoende om
het oplossen van glas te voorkomen.
Gezien de matig/redelijke (middeleeuws glas) tot redelijk/goede (Romeins glas) stabiliteit is glas niet
in eerste instantie het materiaal dat in aanmerking komt om de fysieke staat van een vindplaats vast te
stellen of te monitoren. Bovendien wordt glas over het algemeen maar in bescheiden mate en in een
beperkt aantal vindplaatsen aangetroffen. Dit betekent wel dat bij vindplaatsen waar glas verwacht
wordt en bovendien in die mate dat het een rol kan spelen in huidige en toekomstige archeologische
vraagstellingen, de eerder genoemde randvoorwaarden in de parameters voor behoud strikt gehanteerd
dienen te worden. Dit betreft allereerst de fysieke stabiliteit van de bodem, waarin geen zetting of
andere vormen van gronddruk op mogen treden. De chemische stabiliteit kan gecontroleerd worden
door in eerste instantie sterke wisselingen in het grondwaterniveau en de zuurgraad die (kunnen gaan)
plaatsvinden te signaleren. Voor het vaststellen van de uitgangssituatie dienen er, waar mogelijk,
enkele monsters door de restaurator zorgvuldig beschreven te worden. Deze moeten voor chemisch
onderzoek apart gehouden worden om eventuele mobiliteit van elementen te meten.
Literatuur
Literatuur gemerkt met een asterisk wordt aanbevolen voor lezers met meer interesse in het onderwerp.
Adams PB 1984: Glass corrosion. Journal of Non-Crystalline Solids 67, 193-205.
* Cox GA & BA Ford 1993: The long-term corrosion of glass by groundwater. Journal of Materials Science 28,
5637-47.
* El-Shamy TM 1973: The chemical durability of K2O-CaO-MgO-SiO2 glasses. Physics and Chemstry of
Glasses 14, 1-5.
El-Shamy TM, J Lewins & RW Douglas 1972: The dependence on the pH of the decomposition of glasses by
aqueous solutions. Glass Technology 13, 81-7.
Fletcher WW 1972: The chemical durability of glass. A burial experiment at Ballidon in Derbyshire. Journal of
Glass Studies 14, 149-51.
Freestone IC 2001: Post-depositional changes in archaeological ceramics and glasses. In: Brothwell DR & AM
Pollard (eds.), Handbook of Archaeological Sciences (Wiley Interscience), 615-25.
Heimann RB 1986: Nuclear fuel waste management and archaeology: are ancient glasses indicators of longterm
durability of man made materials. Glass Technology 27, 96-101.
Newton RG 1981: A summary of the progress of the Ballidon glass burial experiment. Glass Technology 22, 42-
5.
* Newton RG 1985: The durability of glass - a review. Glass Technology 26, 21-38.
* Newton RG 1989: Deterioration of glass. In: Newton RG & S Davison. Conservation of glass. (Butterworths
series in conservation and museology). Butterworth & Co. Ltd, London/Boston, 135-64.
Newton RG & S Davison 1989: Conservation of glass (Butterworths series in conservation and museology),
Butterworth & Co. Ltd, London/Bston, 322 pp.
Newton RG & A Paul 1980: A new approach to predicting the durability of glasses from their chemical compositions.
Glass Technology 21, 307-9.
Paul A 1977: Chemical durability of glasses; a thermodynamic approach. Journal of Materials Science 12,
2246-68.
* Römich H 1999: Historic glass and its interaction with the environment. In: Tennent NH (ed.), The conservation
of glass and ceramics: research, practice and training. James & James Science Publishers, 5-14.
20

5 Metaal en metaallegeringen
5.1 Inleiding
Dit hoofdstuk behandelt de degradatie van metalen voorwerpen in de bodem. Vergeleken met de
meeste andere archeologische materialen in de bodem is de degradatie van metaal een complex geheel.
Het eerste deel van dit hoofdstuk, paragraaf 5.2, behandelt de theorie van de corrosie van metaal
zoals die in algemene tekstboeken (bijvoorbeeld Scully 1990) is beschreven. Na een overzicht van alle
behandelde factoren die de corrosie van metaal in de bodem beïnvloeden, wordt in het tweede deel
van dit hoofdstuk de degradatie van ijzer, koper en brons, zilver, lood en goud behandeld.
Metalen voorwerpen in de bodem degraderen door oxidatie. Vaak, maar niet altijd, gaat door de
oxidatie de archeologische informatie die in een voorwerp besloten ligt verloren. Soms is een ijzeren
voorwerp (deels of volledig) geoxideerd, terwijl toch de vorm van het oorspronkelijke oppervlak in de
oxidatieproducten is bewaard. Dit wordt een pseudomorf genoemd. Helaas kan een pseudomorf de
archeologische informatie die erin besloten ligt alsnog verliezen, namelijk door het tegengestelde
proces van oxidatie: reductie. (Scharff et al. 2000) In dit hoofdstuk wordt alleen de oxidatie van metalen
voorwerpen behandeld. De reden hiervoor is drieledig. Ten eerste is oxidatie altijd het eerste
proces waardoor metalen voorwerpen degraderen, ook al blijft de archeologische informatie in de
oxidatieproducten soms behouden. Ten tweede is het niet van tevoren duidelijk wanneer pseudomorfen
ontstaan. De derde reden tot slot is dat pseudomorfen vaak erg kwetsbaar zijn.
5.2 De oxidatie van metalen
Zoals gezegd degraderen metalen voorwerpen in de bodem door oxidatie. Oxidatie van een metaal
betekent dat uit het vaste metaal elektrisch positief geladen metaalionen ontstaan. Deze ionen zijn
oplosbaar in water, waardoor ze niet langer deel uit maken van het vaste metaal: het metaal oxideert.
Oxidatie van metalen wordt ook wel corrosie genoemd. Wanneer er door oxidatie een positief geladen
metaalion ontstaat, komt er ook een negatief geladen deeltje vrij: een elektron. Omdat elektronen niet
als vrij deeltje kunnen bestaan, gaat de oxidatie van een metaal alleen verder wanneer de elektronen
die vrijkomen worden verbruikt in een tweede, gelijktijdig verlopend, proces. Het proces waarbij
elektronen worden verbruikt heet een reductiereactie. De corrosie van metaal bestaat dus uit het
gelijktijdig plaatsvinden van een oxidatie- en een reductiereactie. Een dergelijke combinatie wordt een
redox (reductie – oxidatie) reactie genoemd.
5.2.1 Reductiereacties onder natuurlijke omstandigheden
Zoals gezegd gaat oxidatie van een metaal altijd samen met een reductiereactie. Onder natuurlijke
omstandigheden komen drie verschillende reductiereacties voor: de reductie van zuurstof, de reductie
van protonen en de reductie van sulfaat.
Bij de reductie van zuurstof reageren zuurstof en water met vier elektronen tot hydroxide. Hydroxideionen
zijn basische, negatief geladen deeltjes. De reductie van zuurstof is chemisch gezien een
gemakkelijk verlopende reactie. Veel metalen kunnen daarom oxideren onder gelijktijdige reductie
van zuurstof.
Bij de reductie van protonen reageren twee protonen (zure, positief geladen deeltjes) met twee
elektronen tot waterstofgas. De reductie van protonen verloopt moeizamer dan de reductie van
zuurstof. De reductie van protonen is daarom alleen van belang wanneer er geen zuurstof in het milieu
21

aanwezig is. Bovendien is de reductie van protonen alleen van belang wanneer de zuurgraad (een
maat voor de concentratie protonen) lager is dan pH 4 à 4,5 (Scharff et al. 2000). Doordat de reductie
van protonen moeizaam verloopt kunnen de edele metalen (platina, goud en zilver) niet oxideren
onder gelijktijdige reductie van protonen.
De reductie van sulfaat verloopt alleen onder invloed van sulfaatreducerende bacteriën (SRB).
Bovendien zijn SRB alleen actief in een zuurstofloos milieu. IJzer kan zeer snel corroderen in een
zuurstofloos milieu onder invloed van SRB.
5.2.2 Reductie- en oxidatiepotentiaal bepalen of redoxreactie mogelijk is
Bij de bespreking van de verschillende reductiereacties is al genoemd dat de reductie van zuurstof
gemakkelijker verloopt dan de reductie van protonen. Ook is al gezegd dat de edele metalen niet
oxideren onder gelijktijdige reductie van protonen. Beide effecten hangen samen met de thermodynamica
van de betreffende chemische reacties. Kort gezegd: een chemische reactie verloopt alleen
wanneer daarbij energie vrijkomt. Om te bepalen of een bepaalde combinatie van een oxidatie- en een
reductiereactie verloopt, moeten de potentialen van de oxidatie- en de reductiereactie worden berekend.
Alleen wanneer de oxidatiepotentiaal kleiner is dan de reductiepotentiaal is de corrosie van een
metaal thermodynamisch mogelijk.
Voor het berekenen van de diverse potentialen zijn formules beschikbaar. Deze formules geven de
potentiaal in volt (symbool V; 1 V = 1000 mV). De formule voor de reductiepotentiaal van protonen
is (Pourbaix et al. 1963): (aangenomen dat het waterstofgas dat bij de reductie van protonen vrijkomt
het enige aanwezige gas is):
Reductiepotentiaal protonen = -0,0591 * pH
In de Nederlandse bodem varieert de zuurgraad onder natuurlijke omstandigheden van pH is 3 tot pH
is 9. Met bovenstaande formule kan berekend worden dat de reductiepotentiaal van protonen onder
natuurlijke omstandigheden ligt tussen – 0,177 V en – 0,531 V. Deze lage reductiepotentialen betekenen
dat de reductie van protonen moeilijk verloopt.
Voor de reductiepotentiaal van zuurstof geldt (Pourbaix et al. 1963):
Reductiepotentiaal zuurstof = 1,228 – 0,0591 * pH + 0,0147 * log (pO2)
De factor pO2 staat voor de concentratie zuurstof in water. Wanneer de zuurstofconcentratie in het
water in evenwicht is met de lucht, is pO2 gelijk aan 0,2. Wanneer de zuurgraad varieert van pH is 3
tot pH is 9, varieert de reductiepotentiaal van zuurstof tussen 1,043 V en 0,689 V. De reductiepotentiaal
van zuurstof is duidelijk hoger dan de reductiepotentiaal van protonen. Dit betekent dat de
reductie van zuurstof veel gemakkelijker verloopt dan de reductie van protonen. Hierdoor oxideren
metalen over het algemeen gemakkelijker wanneer er zuurstof in het milieu aanwezig is.
De potentiaal voor de oxidatie van een metaal is gegeven door:
Oxidatiepotentiaal metaal = E0 + 0,059/z * log(Me z+ )
E0 is een factor die voor elk metaal anders is. De E0 voor de meest voorkomende archeologische
metalen is in tabel 1 gegeven; z geeft het aantal elektronen weer dat bij de betreffende redoxreactie is
betrokken.
(Me z+ ) staat voor de concentratie van het positieve metaalion in de oplossing rond het metaal. Hoe
hoger de concentratie metaalionen in oplossing, des te hoger de oxidatiepotentiaal is. Dit betekent dat
hoe hoger de concentratie metaalion in oplossing, des te moeizamer de corrosie van dat metaal verloopt.
Wanneer er bij een oxidatiereactie geen metaalionen zouden worden afgevoerd, zou de oxidatiepotentiaal
steeds hoger worden. Op een gegeven moment wordt de oxidatiepotentiaal zelfs hoger
dan de reductiepotentiaal. Op dat moment stopt de oxidatie.
22

Tabel 1 Enige parameters van de oxidatiepotentiaal van metalen (naar North & McLeod 1987).
Metaal Oxidatieproduct E0 z
goud (Au) Au + 1,45 V 1
zilver (Ag) Ag + 0,800 V 1
koper (Cu) Cu + 0,522 V 1
koper (Cu) Cu 2+ 0,340 V 2
lood (Pb) Pb 2+ -0,126 V 2
tin (Sn) Sn 2+ -0,136 V 2
ijzer (Fe) Fe 2+ -0,409 V 2
5.2.3 Pourbaix diagrammen
Uit het voorgaande is duidelijk geworden dat de oxidatiepotentiaal van een metaal afhankelijk is van
intrinsieke eigenschappen van het metaal zelf en de concentratie metaalionen in oplossing. Wanneer
voor de concentratie metaalionen in oplossing een bepaalde waarde wordt gekozen, is de oxidatiepotentiaal
van het metaal dus bekend. Er vanuit gaande dat het metaal zich in een waterige oplossing
bevindt, kan de reductiepotentiaal van die oplossing gemeten worden. Deze potentiaal is een functie
van de aanwezige zuurstof en/of waterstofionen. Wanneer nu de gemeten reductiepotentiaal van de
waterige oplossing hoger is dan de berekende oxidatiepotentiaal van het metaal, kan het metaal
thermodynamisch gezien oxideren.
Echter, in de praktijk blijkt dat het thermodynamisch mogelijk zijn van de oxidatie van een metaal
niet altijd daadwerkelijk leidt tot de oxidatie van dat metaal. Afhankelijk van de zuurgraad van de
oplossing waarin het metaal zich bevindt, kan er een passivering optreden. Dit wil zeggen dat het
metaal wordt beschermd door een dun laagje metaalhydroxide, waarover in de volgende paragraaf
meer. Of een metaal in een bepaalde oplossing daadwerkelijk oxideert hangt dus niet alleen af van de
reductiepotentiaal van de oplossing, maar ook van de zuurgraad van het milieu.
Het effect van de reductiepotentiaal en de zuurgraad van het milieu op de oxidatie van een metaal
wordt vaak weergegeven in een zogenoemd Pourbaix-diagram. In deze diagrammen wordt de
zuurgraad (pH, x-as) uitgezet tegen de reductiepotentiaal (Eh, y-as). In het diagram is aangegeven bij
welke combinaties van pH en Eh een metaal thermodynamisch niet kan oxideren, bij welke combinaties
een metaal wordt beschermd door een passivation film en bij welke combinaties een metaal wel
kan oxideren. Het is van belang er op te letten dat dergelijke diagrammen alleen kunnen worden
gegeven voor een vooraf gekozen concentratie van het metaal in oplossing. Bovendien wordt alleen
rekening gehouden met de verhindering van de oxidatie van een metaal door passivation films. Uit de
volgende paragraaf blijkt dat er meer factoren zijn die de daadwerkelijke oxidatie van een metaal
kunnen verhinderen, wanneer deze thermodynisch wel mogelijk is. Een Pourbaix-diagram moet dus
altijd zeer voorzichtig worden geïnterpreteerd en kan alleen dienen als eerste leidraad of de oxidatie
van een metaal onder bepaalde omstandigheden al dan niet waarschijnlijk is. De kans dat het
bodemmilieu rondom een metaal in de praktijk exact overeenkomt met het milieu waarvoor een
Pourbaix-diagram is uitgerekend is vrijwel nul."
In figuur 11 wordt ter illustratie het Pourbaix diagram gegeven voor koper in water, voor het geval dat
de concentratie Cu + 10 -6 mol per liter is. De vlakken linksonder en rechtsboven zijn gemarkeerd met
“water niet stabiel”, omdat bij die combinaties van pH en Eh water ontleedt in waterstof en zuurstof.
Het vlak met Cu(s) is het gebied waar koper thermodynamisch stabiel is en dus niet reageert, bijvoorbeeld
de combinatie van pH is 6 en Eh is 0. Daarboven is het meest linkervlak het gebied waarbij
koper in oplossing gaat als Cu 2+ (aq): het koper corrodeert. Direct rechts daarvan zijn twee gebieden
aangegeven waarbij koper wordt beschermd door een passivation film bestaande uit CuO(s) of
Cu2O(s). De twee gebieden die zijn gemarkeerd met HCuO2 - (aq) en CuO2 2- (aq) duiden weer op
omstandigheden waarbij koper op kan lossen. Het is van belang nogmaals op te merken dat het bovenstaande
Pourbaix diagram geldt bij een concentratie Cu + (aq) van 10 -6 M in overigens zuiver water.
Wanneer de concentratie Cu + (aq) varieert of wanneer er andere ionen in het milieu aanwezig zijn
(bijvoorbeeld chloride of carbonaat) geldt dit diagram niet meer en moet een nieuw Pourbaix diagram
worden uitgerekend.
23

E h (Volt)
1.0
0.8
0.6
0.4
0.2
0.0
-0.2
-0.4
-0.6
-0.8
-1.0
Cu 2+ (aq)
Cu (s)
water niet stabiel
water niet stabiel
CuO (s)
Cu O (s)
2
HCuO
-
2(aq)
CuO 2 (aq)
2-
0 2 4 6 8 10 12 14
p H
Figuur 11 Pourbaix diagram voor koper; met
concentratie van Cu + is 10 -6 mol per liter.
5.2.4 Transportbarrières vertragen corrosie
In de vorige paragraaf is besproken dat de corrosie van metalen onder bepaalde omstandigheden
thermodynamisch gezien mogelijk is, en onder andere niet. Wanneer de corrosie van een metaal
mogelijk is, staat echter nog niet vast of deze ook daadwerkelijk optreedt. Om een redoxreactie plaats
te laten vinden is namelijk het transport van verschillende stoffen en elektronen noodzakelijk.
Wanneer het transport van één of meerdere stoffen wordt gehinderd, kan de corrosie van een metaal
vertragen of zelfs tot stilstand komen. De verschillende voor corrosie noodzakelijke transportprocessen
zijn de aanvoer van een reductor, het transport van elektronen en de afvoer van de producten van
de corrosiereactie.
Aanvoer van reductor De aanvoer van zuurstof, protonen of sulfaat is nodig om de reductiereactie op
gang te kunnen houden. Zonder reductie is er geen corrosie mogelijk.
Transport van elektronen De elektronen die bij de vorming van een metaalion vrijkomen moeten
worden getransporteerd naar de plaats waar de reductie reactie plaats vindt. Zonder het transport van
elektronen is er geen redoxreactie mogelijk.
Afvoer van reactieproducten Bij de corrosie van een metaal ontstaan metaalionen en andere reactieproducten,
afhankelijk van de reductor. Wanneer protonen gereduceerd worden komt er waterstofgas
vrij; wanneer zuurstof gereduceerd wordt komen er hydroxide ionen vrij. Bij de reductie van sulfaat
ontstaan diverse sulfiden. Wanneer de reactie producten van de corrosie niet worden afgevoerd, stijgt
de potentiaal van de oxidatie en/of daalt de potentiaal van de reductiereactie. Na verloop van tijd zal
de oxidatie-potentiaal gelijk zijn aan de reductiepotentiaal, waardoor de oxidatie stopt.
Wanneer om een of andere reden één of meer van de genoemde transportprocessen wordt gehinderd,
wordt de corrosie van het metaal afgeremd. Er zijn verschillende manieren waarop het transport van
de bij corrosie betrokken stoffen kan worden belemmerd. Allereerst kan het transport van stoffen van
en naar de directe omgeving van het metaal worden gehinderd. Dit kan bijvoorbeeld doordat het
metaal in klei is ingebed, of doordat het metaal zich in stilstaand water bevindt. Dergelijke transportbarrières
kunnen van groot belang zijn. Toch gaan we er verder niet op in, omdat het transport van
stoffen door de bodem niet specifiek is voor de corrosie van metalen. Transportbarrières die wel
specifiek zijn voor de corrosie van metalen zijn patina’s, passivation films en concreties.
Patina’s zijn zichtbare, dunne laagjes die tijdens de beginnende corrosie van een metaal op het oppervlak
worden gevormd. Een goede patina belemmert één of meer van de noodzakelijke transport-
processen dusdanig dat de corrosie sterk wordt vertraagd. Alleen wanneer de patina gelijkmatig over
het metalen voorwerp wordt gevormd, kan het metaal goed worden beschermd. Een patina kan volledig
bestaan uit stoffen die tijdens de corrosie vrijkomen, maar ook uit een combinatie van een corrosieproduct
met een andere stof uit het directe milieu rond het metaal.
24

Passivation films zijn onzichtbare laagjes van enkele moleculen dik. Zo’n laagje bestaat uit metaalionen
die reageren met (hydr)oxiden. Passivation films beschermen een metaal zeer effectief tegen
verdere corrosie. De films kunnen alleen bestaan bij voor elk metaal specifieke combinaties van
zuurgraad en redox-potentiaal van het milieu. Passivation films worden gedestabiliseerd wanneer
chloride of sulfaat in het milieu aanwezig is, waardoor de beschermende werking tegen corrosie
ongedaan gemaakt wordt.
Concreties zijn dikkere afzettingen van corrosieproducten, eventueel in combinatie met andere stoffen
uit het directe milieu. Concreties beletten diverse transportprocessen, maar niet dusdanig dat de corrosie
van een metaal stopt. Hoe dikker de concretie wordt, des te meer het transport wordt gehinderd.
5.2.5 Milieufactoren die de corrosiesnelheid beïnvloeden
De corrosie van een metaal wordt dus vertraagd wanneer er een patina, passivation film of concretie
op het metaaloppervlak wordt gevormd. Bij de vorming van deze transportbarrières spelen diverse
milieufactoren een rol. Bovendien zijn er milieufactoren die op een meer directe wijze de corrosiesnelheid
van metalen beïnvloeden. Hierna worden de belangrijkste milieufactoren besproken die een
rol spelen in de snelheid waarmee metalen corroderen.
Elektrische geleidbaarheid van de bodem De corrosieproducten die moeten worden afgevoerd om de
reactie voort te laten gaan, zijn elektrisch geladen. Elektrisch geladen stoffen worden gemakkelijker
door de bodem getransporteerd wanneer de elektrische geleidbaarheid van de bodem groter is. Hieruit
volgt dat hoe groter de elektrische geleidbaarheid van de bodem, hoe sneller de corrosie van metalen
kan verlopen. De elektrische geleidbaarheid van de bodem wordt bepaald door het zoutgehalte van de
bodem, en door het vochtgehalte.
Bodemvochtgehalte Het effect van het bodemvochtgehalte op de snelheid van corrosie is tweeledig.
Een hoog vochtgehalte leidt tot een hogere elektrische geleidbaarheid van de bodem, waardoor de
corrosie sneller verloopt. Tegelijkertijd leidt een hoger vochtgehalte tot een slechter transport van
zuurstof door de bodem omdat meer poriën zijn gevuld met water. Door dit effect zou een hoger
vochtgehalte dus leiden tot langzamere corrosie. Gaande van een geheel droge bodem naar een
waterverzadigde bodem neemt de corrosiesnelheid in eerste instantie toe doordat de geleidbaarheid
van de bodem toeneemt. Op een bepaald moment wordt het transport van zuurstof door de bodem
gehinderd door het afnemende aantal poriën dat voor dat transport beschikbaar is (Levlin 1991). Voor
ijzer geldt dat de corrosiesnelheid maximaal is wanneer de bodem voor ongeveer 40% met water
verzadigd is (Klas & Steinrath 1974).
Aanwezigheid van complexvormers Complexvormers zijn stoffen die in staat zijn om metaal ionen
aan zich te binden. Door deze werking kunnen er veel meer metaal ionen door het bodemvocht
worden getransporteerd, waardoor de corrosiesnelheid toeneemt. Bovendien neemt de concentratie
“pure” metaalionen in oplossing af, waardoor de oxidatiepotentiaal van het metaal daalt. Ook hierdoor
neemt de corrosiesnelheid toe. Complexvormers die in de bodem voor kunnen komen zijn bijvoorbeeld
humuszuren, chloride, hydroxide, ammonia, cyanide en EDTA.
Aanwezigheid van zuurstof Wanneer er zuurstof in de bodem aanwezig is, verloopt de corrosie van
metalen in het algemeen sneller dan zonder zuurstof. In aanwezigheid van zuurstof wordt de rol van
reductor door zuurstof vervuld. Wanneer zuurstof afwezig is wordt de rol van reductor overgenomen
door protonen. Omdat de reductie van protonen moeizamer verloopt dan de reductie van zuurstof
verloopt de corrosie van metalen langzamer.
De zuurgraad van de bodem Zowel in aan- als afwezigheid van zuurstof bepaalt de zuurgraad mede
de reductiepotentiaal van de bodem. Hoe zuurder het milieu, hoe hoger de reductie potentiaal, hoe
sneller de corrosie van metalen. Naast deze invloed van de zuurgraad op de thermodynamica van
corrosiereacties heeft de zuurgraad ook effect op het al dan niet ontstaan van passivation films,
patina’s en concreties.
Passivation films, patina’s en concreties bestaan in het algemeen uit zouten met onder andere
carbonaten of (hydr)oxiden. Een zuur milieu kan leiden tot het oplossen van de beschermende films
en zo bijdragen aan een snellere corrosie.
Micromilieu rond het voorwerp Wanneer het milieu rond een metalen voorwerp zeer klein is, zoals
een spijker in vochtig hout, kan het milieu zeer sterk worden bepaald door de producten van corrosie.
Het extreme milieu dat kan ontstaan draagt op zijn beurt weer bij aan snellere corrosie.
25

Scheiding oxidatie – reductie Wanneer de plaats waar de oxidatie plaats vindt fysiek is gescheiden
van de plaats waar de reductie plaats vindt, verloopt de corrosie van het metaal sneller. Vaak reageren
de metaalionen die bij de oxidatie ontstaan met de reactie producten van de reductiereactie (hydroxide).
De neerslagen die worden gevormd vertragen noodzakelijke transportprocessen van en naar
het metaal oppervlak. Hierdoor wordt de corrosie vertraagd. Wanneer de oxidatie en de reductie
fysiek van elkaar zijn gescheiden worden deze neerslagen niet gevormd en kan de corrosie “ongestoord”
verder gaan. Een fysieke scheiding tussen oxidatie en reductie kan ontstaan doordat twee verschillende
metalen met elkaar zijn verbonden. Het meest onedele metaal oxideert terwijl de reductie
plaats vindt aan het meest edele metaal. Een andere mogelijkheid waarbij de oxidatie en reductie
fysiek zijn gescheiden is een metalen voorwerp dat in een sterk heterogene bodem ligt. Door de
heterogene bodem verschillen de milieus op verschillende plaatsen aan hetzelfde voorwerp. Het ene
milieu kan leiden tot een hogere reductie potentiaal, het andere juist tot een lagere oxidatie potentiaal.
De oxidatie en reductie verlopen dan op verschillende plaatsen zodat het verschil tussen de reductie-
en oxidatie-potentiaal maximaal is. De fysieke scheiding van oxidatie en reductie leidt ertoe dat er
minder of geen transport belemmerende neerslagen worden gevormd.
Sulfaatreducerende bacteriën (SRB) kunnen ijzer oxideren onder gelijktijdige reductie van sulfaat.
SRB’s kunnen alleen actief zijn in de bodem bij een redoxpotentiaal < 400 mV, een pH groter dan 5,5
en de aanwezigheid van sulfaat (Paul & Clark 1996). SRB’s kunnen in een dergelijke bodem deel
uitmaken van een anaërobe biofilm waaronder een zeer snelle corrosie van ijzer plaatsvindt.
Zandstralen Op de zeebodem komt het soms voor dat een metalen voorwerp in een stroming ligt die
zand met zich meevoert. Dit zand maakt het metaaloppervlak steeds vrij van transport belemmerende
passivation films, patina’s en/of concreties waardoor de corrosie van het metaal ongehinderd voort
blijft gaan.
5.2.6 Overzicht van factoren die metaalcorrosie in de bodem beïnvloeden
In het kort leiden de volgende factoren in het algemeen tot een snellere corrosie van metalen in de
bodem:
− aanwezigheid van zuurstof,
− zuur milieu,
− hogere geleidbaarheid van de bodem door een hoger zoutgehalte en/of hoger kleigehalte,
− bodemvochtgehalte in de buurt van ongeveer 40% waterverzadiging,
− aanwezigheid van chloride, sulfaat, humuszuren, ammonia, cyanide of EDTA,
− snel transport van stoffen door de bodem,
− heterogene bodem,
− zandstralen door stroming in zee,
− sulfaatreducerende bacteriën kunnen ijzer zeer snel corroderen wanneer de redoxpotentiaal in de
bodem < 400 mV, de pH > 5,5 en er sulfaat aanwezig is.
5.3 Corrosie van verschillende metalen en hun behoud in de bodem
5.3.1 IJzer
Pourbaix et al. (1963) beschrijven de corrosie van ijzer in oplossingen. Op grond daarvan kan gesteld
worden dat, in afwezigheid van zuurstof, ijzer oxideert bij elke in de Nederlandse bodem voorkomende
zuurgraad (pH is 3 - 9) onder reductie van protonen tot waterstof. In aanwezigheid van zuurstof
corrodeert ijzer snel bij pH < 8. Bij een pH > 8 treedt stabilisatie op door een film van γ-Fe2O3.
Wanneer er geen chloride aanwezig is, geeft deze film een goede bescherming tegen corrosie.
Pourbaix et al. (1963) beschrijven ook dat ijzer dat deels in een zuurstofhoudend milieu ligt en deels
in een zuurstof rijk milieu zich anders gedraagt. Bij pH < 7 leiden deze omstandigheden tot snelle
corrosie van de zones met zuurstof en een langzame corrosie van de zones zonder zuurstof. Bij pH > 7
treedt passivering op van de zones met zuurstof (waardoor deze niet corroderen) en sterke corrosie
van de zones zonder zuurstof.
26

In zeewater (dat chloride rijk is) corrodeert ijzer volgens bovenstaande beschrijving van Pourbaix et
al. (1963) altijd. Dit wordt bevestigd door de waarnemingen van North & MacLeod (1987). Zij
voegen echter nog toe dat de corrosie van ijzer in zeewater vrijwel altijd verloopt door de vorming
van concreties. Binnen de concreties ontstaat steeds hetzelfde milieu met een zuurgraad van pH 4,8.
De lange termijn corrosiesnelheid van ijzer in de zee is door dit constante milieu ook redelijk
constant, namelijk rond 100 µm per jaar. IJzer zonder koolstof corrodeert in zeewater door totdat er
niets van over is. Echter, vaak blijft er van het originele voorwerp een afdruk achter in de concretie.
Van gietijzer (dat 2 tot 6% koolstof bevat) blijft een koolstof netwerk over, dat gemakkelijk uiteen
kan vallen in de atmosfeer wanneer het niet juist wordt geconserveerd.
27
Figuur 12 Ook ijzeren voorwerpen kunnen
goed bewaard blijven. Dit is het bit van een
paardetuig afkomstig uit een vroegmiddeleeuws
grafveld te Rhenen. Afgebeeld is de
situatie voor conservering en restauratie
(foto: ROB, Amersfoort).
De corrosie van ijzer in diverse bodems (pH 5,1 tot 8,2) bedraagt volgens Camitz & Vinka (1989) vijf
tot 40 µm per jaar. Lokale corrosie van het ijzer kan tot 450 µm per jaar bedragen. Ze vonden dat
corrosie sneller plaats vindt boven de grondwaterspiegel dan daaronder. Dit effect is waarschijnlijk te
wijten aan de veel grotere beschikbaarheid van zuurstof boven de grondwaterspiegel. Passivering door
de beschikbaarheid van zuurstof is waarschijnlijk niet opgetreden aangezien de pH van de bodem
maximaal 8,2 bedraagt. Daarnaast vonden Camitz & Vinka (1989) dat ijzer sneller corrodeert naarmate
de pH van de bodem lager is. Dit wordt bevestigd door Scharff et al. (2000) die constateren dat
de huidige bodemverzuring bijdraagt aan een snellere corrosie van ijzeren vondsten. Lee et al. (1995)
daarentegen stellen dat de oxidatie van ijzer in aanwezigheid van zuurstof pH-onafhankelijk is tussen
pH is 4 en 10. Levlin (1991) constateert dat zure regen tot een snellere corrosie van ijzer in de bodem
leidt. Hij wijst erop dat de zure regen tot een hogere geleidbaarheid van de bodem leidt, wat weer leidt
tot snellere corrosie. Camitz & Vinka (1989) vonden dat kleihoudende bodems agressiever zijn dan
zandige bodems.
Booth et al. (1967) vinden dat de agressiviteit van de bodem jegens ijzer vooral afhangt van de geleidbaarheid
van de bodem en de gemeten redoxpotentiaal in de bodem. Een bodem is agressief jegens
ijzer bij een weerstand van minder dan 2000 ohm/cm en/of een redoxpotentiaal kleiner dan ongeveer
400 mV. Bovendien is een bodem agressiever wanneer het bodemvochtgehalte meer dan 20
gewichtsprocent bedraagt. Ook deze drie criteria wijzen erop dat goed doorluchte, drogere, zandige
bodems minder agressief jegens ijzer zijn dan slecht beluchte, nattere, kleihoudende of sterk organische
bodems. Echter, Scharff et al. (2000) constateren dat in het landelijk gebied de bodemverzuring
een belangrijke factor is geworden in de degradatie van archeologisch ijzer. Zij constateren dat
een zure bodem slecht is voor de conservering van archeologisch ijzer. Ook goed doorluchte, drogere
zandige bodems, die voorheen als niet-agressief werden beoordeeld, kunnen door verzuring agressief
jegens ijzer worden. Scharff et al. (2000) wijzen erop dat juist deze zandige bodems vaak een geringe
buffercapaciteit hebben om de verzuring af te remmen. Zure regen kan juist bij dergelijke bodems snel
leiden tot een sterke daling van de zuurgraad van de bodem.
Voor de stedelijke gebieden constateren Scharff et al. (2000) dat zure regen nauwelijks van belang is.
De twee redenen die ze hiervoor aan-voeren zijn dat de bodem in stedelijke gebieden vaak carbonaten
bevat (uit bouwmaterialen) en daardoor goed gebufferd is tegen zure regen. Bovendien zijn ijzeren
vondsten in stedelijke gebieden vaak al sterk aangetast door diverse historische belastingen van de
bodem en de heterogeniteit van de stedelijke bodem.

Sulfaatreducerende bacteriën (SRB) kunnen de corrosie van ijzer aanzienlijk versnellen, tot ongeveer
0,5 mm per jaar. SRB’s komen voor bij een redoxpotentiaal in de bodem < 400 mV, een pH groter
dan 5,5, en de aanwezigheid van sulfaat (Paul & Clark 1996). De SRB’s kunnen in een dergelijke
bodem deel uitmaken van een anaërobe biofilm waaronder de snelle corrosie van ijzer plaatsvindt.
Lee et al. (1995) beschrijven de corrosie van ijzer onder invloed van SRB’s in detail.
Bovenstaande literatuurstudie leidt tot het volgende algemene beeld van de corrosie van ijzer in de
bodem:
− IJzer in de bodem corrodeert langzaam wanneer zuurstof afwezig is, bijvoorbeeld doordat een
voorwerp onder de grondwaterspiegel ligt.
− Boven de grondwaterspiegel corrodeert ijzer sneller in vochtige, wat kleihoudende bodems dan in
droge, zandige bodems. De oorzaak hiervan is de grotere geleidbaarheid van vochtiger bodems.
− In aanwezigheid van zuurstof leidt een zuurdere bodem in de praktijk tot snellere corrosie van
ijzer. Theoretisch zou pas een effect merkbaar moeten zijn vanaf pH < 4. Er wordt op gewezen
dat zure regen niet alleen tot verzuring van de bodem leidt, maar ook tot een grotere geleidbaarheid.
De grotere geleidbaarheid zou de snellere corrosie bij verzuring, maar boven pH is 4,
kunnen verklaren.
− Zure regen leidt bij vaak slecht gebufferde zandige bodems snel tot verzuring van de bodem. Het
oorspronkelijk gunstige effect van een droge zandige bodem ten opzichte van vochtige bodems
kan door zure regen teniet worden gedaan.
− Heterogene bodems, zoals die vaak in steden voorkomen, zijn agressief ten opzichte van ijzer.
− Sulfaatreducerende bacteriën kunnen de corrosie van ijzer aanzienlijk versnellen.
In het begin van dit hoofdstuk is al genoemd dat naast de corrosie van ijzer, ook de reductie van
pseudomorfen (die uit geoxideerd ijzer bestaan) in sommige gevallen kan leiden tot het verlies van
informatie uit het bodemarchief. Naast reductie kunnen pseudomorfen uit geoxideerd ijzer ook oplossen
door reactie met complexvormers, zoals humuszuren en EDTA of met zuren bij pH < 3,8
(Scharff et al. 2000).
5.3.2 Lood
Lood is thermodynamisch stabiel wanneer zuurstof afwezig is en het milieu neutraal of basisch is.
Lood corrodeert dan dus niet.
Wanneer zuurstof afwezig is en het milieu zuur is, corrodeert lood zeer langzaam vergeleken met
andere metalen. De reductie van protonen tot waterstof kan namelijk slechts zeer langzaam verlopen
aan een loodoppervlak. Wanneer zuurstof aanwezig is kan lood corroderen onder voorwaarde dat er
geen onoplosbare zouten gevormd worden, zoals loodchloride, loodsulfaat en/of loodcarbonaat. Hard
water bijvoorbeeld zorgt voor voldoende carbonaat om de corrosie van lood tegen te gaan bij pH > 5,
door vorming van een PbCO3-film (Pourbaix et al. 1963).
In zeewater wordt lood in afwezigheid van zuurstof beschermd door de vorming van een
beschermende loodsulfide film. In aanwezigheid van zuurstof wordt lood in zeewater beschermd door
een film van loodsulfaat. Vaak onstaat bovendien een 1 tot 3 mm dikke concretie van loodsulfaat en
kalk (North & MacLeod 1987).
Op het land kan lood corroderen onder invloed van organische zuren of door de werking van zacht
(kalkarm) en zuur grondwater. Loden voorwerpen vergaan dan binnen ongeveer 50 jaar. In kalkrijke
bodems blijft lood in het algemeen goed bewaard (Cronyn & Robinson 1990).
5.3.3 Koper en brons
Koper corrodeert niet zonder zuurstof, onder voorwaarde dat geen complexerende stoffen, voornamelijk
ammonia of cyanide, aanwezig zijn (fig. 13). In aanwezigheid van zuurstof wordt koper door
een passivation film beschermt bij pH > 7 (binnen het traject pH 3 tot pH 9 zoals dat in de Nederlandse
bodem voorkomt). Bij pH < 7, in aanwezigheid van zuurstof, corrodeert koper. Hierbij wordt
een bruine laag gevormd. Het is nauwelijks bekend (in 1963!) wanneer deze laag het koper beschermt
tegen verdere corrosie (Pourbaix et al. 1963).
28

Koper in zuurstofrijk zeewater corrodeert met een snelheid van ongeveer 20 µm per jaar bij een
temperatuur van 15 °C. Deze snelheid verdubbelt per ongeveer 10 °C temperatuurstijging. De corrosie
verloopt sneller in geval van differential aeration, bijvoorbeeld wanneer het koper gedeeltelijk is
bedekt met hout, en wanneer het koper blootstaat aan stroming met daarin vaste deeltjes, bijvoorbeeld
zand. In zuurstofloos zeewater corrodeert koper wanneer er sulfiden komen, bijvoorbeeld door de
activiteit van SRB. Op koperen voorwerpen ontstaat dan een kopersulfide film die het koper in het
algemeen goed beschermt (North & MacLeod 1987). McNeil & Little (1992) daarentegen zeggen dat
de kopersulfides slecht hechten aan het metaal en daardoor geen goede bescherming bieden.
Figuur 13 Bronzen voorwerpen blijven in de bodem in het algemeen goed bewaard. Deze lanspunt uit Escharen
is bovengemiddeld goed, maar niet perfect bewaard gebleven (foto ROB, Amersfoort).
Koper en koperlegeringen corroderen in niet al te agressieve bodems (pH > 4,5 en zonder chloride of
sulfide) met een snelheid van 0,05 – 4 µm per jaar gedurende de eerste 20 jaar, waarbij de corrosiesnelheid
steeds verder afneemt (Robbiola et al. 1998). Er wordt tijdens deze eerste periode een patina
gevormd die varieert met de omgeving en de samenstelling van de koperlegering. Vaak bestaat de
patina uit kopercarbonaten en tinoxide (Cronyn & Robinson 1990). De gemiddelde dikte van de patina
op bronzen voorwerpen is uiteindelijk 10 – 250 µm. In agressievere milieus (bijvoorbeeld een
vindplaats in een brak milieu) bedraagt de corrosiesnelheid tot 36 µm per jaar, waarbij de snelheid
constant blijft met de tijd (Robbiola et al. 1998). Brons blijft in de bodem het best bewaard bij een pH
van 8 tot 8,5. Bovendien blijft brons goed bewaard in veen, alhoewel het mechanisme daarachter nog
niet volledig bekend is (Tylecote 1979).
In Zweden is gebleken dat de degradatie van bronzen voorwerpen in de bodem de laatste 50 jaar is
versneld. Factoren die daarbij een rol spelen zijn verzuring, het gebruik van chloride in strooizout, de
aanwezigheid van roet en het vochtgehalte van de bodem. Opmerkelijk is het gegeven dat chloride de
corrosie versnelt wanneer de pH van de bodem ongeveer 8 bedraagt. Dit komt waarschijnlijk door de
verstoring van de passivation film, maar dat chloride bij kan dragen aan de vorming van een
beschermende film bij een pH rond 4 à 5 (Mattsson et al. 1996; figuur 4 in McNeil & Little (1992)
laat zien dat zo’n film alleen kan ontstaan onder oxiderende omstandigheden).
Bovenstaande leidt tot het volgende algemene beeld van de corrosie van koper en brons in de bodem:
− Koper en brons corroderen niet in de bodem wanneer zuurstof, ammonia en cyanide afwezig zijn.
− In zuurstofhoudend zeewater corrodeert koper met een snelheid van ongeveer 20 µm per jaar (bij
een temperatuur van ongeveer 15 °C).
− Koper en brons corroderen niet in de bodem bij aanwezigheid van zuurstof en een pH > 4,5. Wel
wordt in het begin een patina gevormd met een snelheid van maximaal 4 µm per jaar en een totale
dikte na verloop van tijd van 10 – 250 µm. Brons blijft het beste bewaard bij pH 8 à 8,5.
− In agressieve bodems (zuurstofhoudend en pH < 4 of chloride of sulfide aanwezig) corroderen
koper en brons met een constante snelheid van maximaal ongeveer 35 µm per jaar.
29

5.3.4 Zilver
In zeewater corrodeert zilver onder zuurstofrijke condities onder vorming van een zilverchloride neerslag.
Onder zuurstofloze omstandigheden en in aanwezigheid van sulfiden corrodeert zilver onder
vorming van zilversulfide neerslagen. Alleen wanneer de hoeveelheid zuurstof in het zeewater beperkt
is, maar het milieu niet zodanig anaëroob is dat er sulfiden worden gevormd, corrodeert zilver niet.
Een dergelijk milieu komt voor in de top van het sediment. Bij de corrosie van zilver ontstaat een
laagje corrosie producten (die de oorspronkelijke vorm van het zilver behouden) en een laagje
concreties. De concretie laat in het algemeen eenvoudig los van de corrosieproducten. De corrosiesnelheid
van zilver in zee ligt tussen ongeveer 0,5 en 15 µm per jaar, waarbij de vorming van een
concretie het zilver beschermt tegen schuren door gruis en zand (North & MacLeod 1987).
Ook in de bodem op het land kan zilver alleen corroderen wanneer veel chloride of sulfide (door de
activiteit van SRB) aanwezig zijn (McNeil & Little 1992). Kleine hoeveelheden sulfide of chloride
leiden tot een beschermende patina die verdere corrosie verhindert (Cronyn & Robinson 1990).
Kortom: zilver corrodeert onder natuurlijke omstandigheden alleen onder invloed van chloride of
sulfide. Chloride leidt alleen tot corrosie onder zuurstofrijke omstandigheden. Sulfide kan onder
zuurstofloze omstandigheden leiden tot de corrosie van zilver wanneer er voldoende sulfide aanwezig
is. Sulfide komt alleen in de zee en de bodem voor door de activiteit van SRB.
5.3.5 Goud
Goud is thermodynamisch stabiel in aanwezigheid van water. Alleen wanneer het water complexerende
stoffen bevat (bijvoorbeeld cyanide), kan goud corroderen (Pourbaix et al. 1963). Als gevolg
hiervan corrodeert goud in de bodem normaalgesproken niet. Wel kunnen metalen waarmee het goud
eventueel gelegeerd is snel degraderen. Omdat het goud zelf niet corrodeert kunnen de reductie
reacties snel blijven verlopen. Via de legering worden elektronen getransporteerd en kunnen de nietgoud
metalen in de legering oxideren (Cronyn & Robinson 1990). Ook in zeewater corrodeert goud
niet, maar wel de verschillende legeringen van goud. Hierdoor blijft een verzwakt voorwerp over
(North & MacLeod 1987).
Literatuur
Literatuur gemerkt met een * is in eerste instantie interessant voor diegenen die nader op de corrosie van metalen
in willen gaan. Scully (1990) beschrijft de algemene theorie van de corrosie van metalen en geeft bovendien
verwijzingen naar zeer uitgebreide verhandelingen. North & MacLeod (1987) beschrijven de corrosie van
diverse archeologische metalen in mariene omstandigheden. Scharff et al. (2000) is toegespitst op de effecten
van moderne menselijke ingrepen op de corrosie van metalen in de bodem. Als inleiding hierop schrijven ze veel
over de corrosie van metalen op het land. Bovendien behanden ze de (corrosie na) conservering van metalen
voorwerpen in musea en depots. Wie aan het werk wil met Pourbaixdiagrammen wordt aangeraden eerst
Pourbaix et al. (1963) te lezen.
Booth GH, AW Cooper & PM Cooper 1967: Criteria of soil agressiveness towards buried metals. II. Assesment
of various soils. British Corrosion Journal 2, 109-13.
Camitz G, TG Vinka 1989: Corrosion of steel and metal-coated steel in swedish soils - effects of soil parameters.
In: Chaker V, JD Palmer (eds.). Effects of soil characteristics on corrosion. ASTM STP 1013.
Philadelhphia: American Society for Testing and Materials, pp. 37-53.
Cronyn JM & WS Robinson 1990: Metals. In: Cronyn JM & WS Robinson (eds.). The Elements of
Archaeological Conservation. Routledge, London/New York, pp. 160-237.
Klas H & H Steinrath 1974: Die Korrosion des Eisens und ihre Verhütung. Düsseldorf.
Lee W, Z Lewandowski, PH Nielsen & WA Hamilton 1995: Role of sulfate-reducing bacteria in corrosion of
mild steel: a review. Biofouling 8, 165-94.
Levlin E, 1991: Corrosion of underground structures due to acidification: laboratory investigation British
Corrosion Journal 26, 63-6.
Mattsson E, AG Nord, K Tronner, M Fjaestad, A Lagerlöf, I Ullén & GCh Borg 1996: Deterioration of
archaeological material in soil. Results on bronze artefacts. Konserveringstekniska Studier Rapport RIK
10, Riksantikvarieämbetet, Stockholm, 93 pp.
McNeil MB & BJ Little 1992: Corrosion mechanisms for copper and silver objects in near-surface environments.
Journal of the American Institute for Conservation 31, 355-66.
30

*North NA & ID MacLeod 1987: Corrosion of metals. In: Pearson C (ed.) Conservation of Marine Archaeological
Objects. Butterworths series in conservation and museology. Butterworth & Co. Ltd., London/
Boston 68-98.
Paul EA & FE Clark 1996. Microbial transformation of metals In: Paul EA & FE Clark (eds.) Soil Microbiology
and Biochemistry. New York: Academic Press, pp. 251-9.
*Pourbaix M, N Zoubov & J van Muylder 1963: Atlas d'equilibres électrochimiques. Paris: Gauthier-Villars &
Cie.
Robbiola L, J-M Blengino & C Fiaud 1998: Morphology and mechanisms of formation of natural patinas on
archaeological Cu-Sn alloys. Corrosion Science 40, 2083-111.
*Scharff W, C Arnold, W Gerwin, I Huesmann, K Menzel, A Pötzsch, E Tolksdorff-Lienemann & A Tröller-
Reimer 2000: Schutz archäologischer Funde aus Metall vor immissionsbedingter Schädigung. Materialhefte
zur Archäologie in Baden-Württemberg 57, Konrad Theiss Verlag, Stuttgart, 411 p.
*Scully JC 1990: The fundamentals of corrosion. 3rd ed. Exeter: BPCC Wheatons Ltd., 226 p.
Tylecote RF 1979: The effect of soil conditions on the long-term corrosion of buried tin-bronze and copper.
Journal of Archaeological Science 6, 345-68.
31

6 Slakken
6.1 Aard van het materiaal
Slakken zijn de afvalprodukten van pyrotechnische processen. Dit zijn processen waarbij energie uit
vuur een belangrijke rol speelt voor het vervaardigen van ruwe grondstoffen, halffabrikaten en eindprodukten.
Deze grondstoffen en produkten zijn keramiek, glas, metalen en hun legeringen en
(gebluste) kalk. Naast slakken worden ook dikwijls op het eerste gezicht ondetermineerbare slakachtige
materialen aangetroffen. Dit kunnen bijvoorbeeld sterk versinterde fragmenten van ovenwanden
zijn, vaak betreft het ook poreus, bijna schuimachtig materiaal. In dit hoofdstuk beperken we
ons met name tot de slakken die vrij komen bij de produktie en bewerking van ijzer.
IJzerslakken kunnen van verschillende fasen van het produktieproces van erts naar object afkomstig
zijn. We kennen de produktieslakken die afkomstig zijn van de produktie van ruw ijzer uit het erts
(fig. 14). Deze kunnen in situ liggen, dat wil zeggen in een hoop in of naast de oven. Voorts zijn er de
her-verhittingsslakken die onstaan wanneer er uit het ruwe ijzer zuiver ijzer of halffabrikaten worden
gemaakt. Voorts zijn er nog de smeedslakken die onstaan tijdens het smeden van de objecten. Hierbij
ontstaat ook hamerslag. Dit is klein slakmateriaal dat vooral bij het zeven van monsters wordt aangetroffen.
Naast slakken kan men nog vele andere aan metaalproduktie en –verwerking gerelateerd materiaal
vinden. Dit kunnen stukken deels gesinterde ovenwand zijn, ijzererts, stukken ruw ijzer, houtskool,
steenkool, tuyères van steen of aardewerk, smelt- en cupelleerkroesjes. De laatste maken overigens
geen deel uit van het proces van ijzerproduktie en -bewerking, maar worden gebruikt bij de verwerking
van edelmetalen en brons en messing, etc..
Figuur 14 Een vroegmiddeleeuwse vloeislak die onstaat bij het primaire produktieproces van ruw ijzer (links),
en een microscoopopname van zo’n slak (rechts); vindplaats Orderbos, Apeldoorn. Dit type slak is vrij ongevoelig
voor verwering, de vloeistructuur is aan het gladde, glasachtige oppervlak zeer goed behouden gebleven.
6.2 Degradatiemechanismen en behoud
Slakmateriaal is een vondstcategorie die, wat betreft de erin opgesloten archeologische informatie
omtrent antieke produktieprocessen, nogal onderschat is. Dit betekent ook dat er vanuit behoudsperspectief
nauwelijks aandacht aan dit materiaal is besteed. Uiteraard zijn er wel enige ervaringen uit
de praktijk.
33

Met name de produktieslakken zijn relatief ongevoelig voor verwering. Hoewel deze slakken nog zeer
veel ijzer bevattten, is dit ijzer vooral gebonden in het ijzersilikaat fayaliet en is een fijnkristallijne
massa nauw vergroeid met het ijzeroxyde wüstiet (fig. 12). De praktijk leert dat dit materiaal ook in
een goed doorlucht, vochtig bodemmilieu vrij goed bewaard blijft.
Hetzelfde geldt, maar in mindere mate, voor de andere soorten ijzerslakken die over het algemeen
aanzienlijk rijker aan ijzeroxiden zijn. Deze zijn echter vrij stabiel, in zoverre dat deze oxyden water
zullen opnemen waardoor gehydrateerde oxyden als goethiet en lepidocrociet kunnen ontstaan en
waardoor wel aspecten van de oorspronkelijke slakmorfologie verloren kunnen gaan.
Net als bij aardewerk moet men er bij de chemische analyse vanuit gaan dat er uitwisseling van
elementen met de bodem kan hebben plaatsgevonden.
Gezien de redelijke stabiliteit van slakmateriaal is dit niet in eerste instantie het materiaal dat gebruikt
wordt om de fysieke staat van een vindplaats te meten en te monitoren. Bij vindplaatsen waar sterke
wisselingen in grondwaterniveau en –samenstelling (kunnen gaan) plaatsvinden, moet poreus materiaal
op broosheid gecontroleerd worden. Het bewaren van enkele monsters voor chemisch onderzoek
om de eventuele mobiliteit van elementen te meten is zinvol.
34

7 Hout
7.1 Inleiding
Recent is er veel literatuur verschenen over de diverse degradatiemechanismen van hout, die hieronder
wordt besproken (Claussen 1996, Singh & Kim 1997, Daniel & Nilson 1998, Blanchette 2000,
Björdal (2000). Daarnaast gaat Jordan (2001) uitgebreid in op de milieuomstandigheden waaronder
hout bewaard kan blijven. Jordan concludeert dat er op een meer uniforme wijze aan het milieu
gemeten moet worden om verdere vooruitgang te kunnen boeken in het onderzoek naar de degradatiemechanismen
in hout. Bovendien geeft Jordan aan dat het onderzoek naar degradatiemechanismen
meer gecombineerd moet worden met onderzoek naar de milieuomstandigheden. Toch kan er op
grond van de genoemde artikelen en andere bronnen al veel worden gezegd over de relatie tussen de
degradatie van hout en de milieuomstandigheden, hetgeen het doel is van dit hoofdstuk.
Figuur 15 Wilgentenen vlechtwerk (Schiedam, Kethel Hargpolder). Een deel van het hout van het vlechtwerk is
goed behouden, een deel echter is al ver vergaan. (foto ROB, Amersfoort).
7.2 Aard van het materiaal en degradatiemechanismen
Hout bestaat voor het grootste deel uit drie polymeren: cellulose, hemicellulose en lignine. Van deze
drie is lignine het moeilijkst afbreekbaar. Cellulose en hemicellulose worden relatief gemakkelijk
afgebroken onder de meest voorkomende milieuomstandigheden. Lignine wordt alleen afgebroken
wanneer zuurstof aanwezig is, dit wordt vermoed op basis van praktijkwaarnemingen en kennis van
de werking van enzymen, maar dit is nog niet onomstotelijk aangetoond Wanneer de milieuomstandigheden
zo zijn dat lignine wordt aangetast, worden ook cellulose en hemicellulose aangetast,
waardoor het hout uiteindelijk geheel verdwijnt. Wanneer er geen zuurstof aanwezig is, wordt lignine
niet aangetast, maar cellulose en hemicellulose wel. Er blijft dan sterk verzwakt hout over (Blanchette
2000). Wanneer dit resterende “hout” volledig met water verzadigd blijft, blijft de oorspronkelijke
vorm en kleur van het hout bewaard. De archeologische informatie van het hout blijft dan dus
behouden (fig. 16). Wel is een dergelijk lignine-skelet kwetsbaar en moeilijk te bergen. Een conserveringsbehandeling
is noodzakelijk wanneer dergelijk hout na het opgegraven bewaard moet blijven
(Björdal et al. 1999).
35

Figuur 16 Sterk aangetast hout waarvan alleen de kwetsbare celwanden
over zijn (uit: Blanchette 2000).
De processen die hout aantasten kunnen in twee categorieën worden ingedeeld. De eerste hoofdgroep
omvat de abiotische processen. Dit zijn de werking van licht, mechanische vervorming en breuk en
chemische degradatie door invloed van zouten, een extreme zuugraad, de combinatie van vochtig hout
en metaal en, tot slot de aanwezighei van gereduceerd zwavel. Daarnaast zijn er de biotische processen,
zoals mariene paalwormen, schimmels (white rot, brown rot en soft rot) en bacteriën (“tunneling”,
“eriosion” en “cavitation”bacteriën en de “scavengers”).
In deze paragraaf worden allereerst de bovenstaande processen behandeld. In grote lijnen worden het
verloop van de afbraak en de milieufactoren die voor de afbraak van belang zijn beschreven. De
abiotische processen worden slechts summier beschreven, omdat deze in de Nederlandse bodem geen
hoofdrol spelen. Alleen de aantasting van vochtig hout in combinatie met metaal en de aantasting
door gereduceerd zwavel kunnen van belang zijn. De biotische processen worden uitgebreider
behandeld. Na deze beschrijvingen volgt een tabel met de voor de Nederlandse situatie relevante
processen. Voor elk proces worden de mate van aantasting en de milieufactoren die een rol spelen
samengevat.
7.2.1 Abiotische processen
Licht
Wanneer hout lange tijd bloot staat aan UV-licht kan beschadiging van de lignine ontstaan. Vaak
heeft dit weer mechanische beschadiging tot gevolg (Blanchette et al. 1994).
Mechanisch
Archeologisch hout dat niet door (micro-)organismen is aangetast blijkt vrijwel altijd op de één of
andere manier mechanisch beschadigd te zijn. Vaak zitten er scheurtjes in het hout of is het hout
anderszins mechanisch beschadigd (Blanchette 2000).
Chemisch
Zout Er wordt wel gesuggereerd dat hoge gehaltes aan zout bij kunnen dragen aan de aantasting van
hout. Hierbij moet gedacht worden aan bodemvocht met zout dat op hout in bijvoorbeeld een graftombe
druppelt. Wanneer het vocht steeds verdampt en het zout achterblijft kan het gehalte zout hoog
oplopen (Blanchette et al. 1994).
Extreme zuurgraad Parameswaran (1981) stelt dat een extreme zuurgraad binnen enkele tientallen
jaren kan leiden tot de chemische afbraak van hout. Helaas is niet gedefinieerd wat wordt verstaan
onder ‘extreem’.
Combinatie van vochtig hout en metaal Een ijzeren of koperen voorwerp, of een voorwerp dat
bestaat uit een combinatie van twee metalen, dat zich in vochtig hout bevindt kan zogenoemde
“crevice corrosion” veroorzaken. Chemische oxidatie van het metaal leidt tot een extreme zuurgraad
rond het metalen voorwerp. Een ijzeren voorwerp leidt tot een pH van 2 à 3, koperen voorwerpen en
voorwerpen die bestaan uit een combinatie van twee metalen leiden tot een pH hoger dan 9. Door de
extreme zuurgraad kan het vochtige hout direct rond het metalen voorwerp in enkele jaren sterk
aangetast worden (Baker 1974).
36

Gereduceerd zwavel Onder bepaalde omstandigheden kunnen sulfaatreducerende bacteriën zwavel
ophopen in hout. Sulfaatreducerende bacteriën zijn actief wanneer zuurstof afwezig is en er voldoende
sulfaat aanwezig is. Het lijkt erop dat ook de aanwezigheid van voldoende ijzer een randvoorwaarde
is. Deze bijzondere omstandigheden komen voor in zeewater met een slechte zuurstofvoorziening,
bijvoorbeeld een zeearm waarop een groot riool loost. De aanwezigheid van gereduceerd zwavel
wordt problematisch wanneer het hout later weer met zuurstof in aanraking komt (zelfs wanneer het
met PEG is behandeld!). Door de inwerking van zuurstof groeien er in het hout zouten, zoals gips en
er ontstaat zwavelzuur. De snelheid van de oxidatie van het zwavel is onder andere afhankelijk van de
lucht-vochtigheid; bij een hoge luchtvochtigheid verloopt de oxidatie sneller. De groei van zoutkristallen
kan het hout mechanische schade toebrengen. De vorming van zwavelzuur leidt tot een
extreme pH (< 2) en daardoor de chemische aantasting van het hout (MacLeod & Kenna 1990,
Sandström et al. 2002).
7.2.2 Biotische aantasting
Aantasting van hout door (micro-)organismen komt voor onder alle milieuomstandigheden, waarbij
het vochtgehalte van het hout groter is dan het vezelverzadigingspunt (28-30%). In de praktijk betekent
dit dat biotische aantasting niet optreedt wanneer het vochtgehalte van het hout onder de 20%
(gebaseerd op het drooggewicht) blijft (Blanchette 2000). Dergelijke omstandigheden kunnen voorkomen
in extreem droge gebieden (bijvoorbeeld Egypte) of extreem koude gebieden (zoals Siberië),
maar niet in de Nederlandse bodem. Dit betekent dat archeologisch hout in Nederland altijd op de een
of andere manier door (micro-)organismen wordt aangetast.
Mariene paalwormen
Paalwormen boren gaten in het hout als holletjes. Paalwormen komen alleen voor in zeewater, niet in
zoet water. Omdat paalwormen zuurstof nodig hebben komen ze niet in het sediment van de zeeën en
oceanen voor. Paalwormen veroorzaken de snelste degradatie van hout in zout water; de activiteit van
micro-organismen valt hierbij in het niet. De belangrijkste paalwormen behoren tot één van de twee
hoofdgroepen mollusken en crustacea. De mollusken worden onderverdeeld in de terediniden of
shipworms en de pholads of piddocks.
Shipworms komen over de gehele wereld voor. Het dier blijft zijn gehele leven in dezelfde tunnel en
kan tot twee meter lang worden. Ze voeden zich met het hout dat vrijkomt door het boren van de
tunnel. Wanneer het hout droogvalt, beschermen de diertjes zich door de tunnel af te sluiten van de
omgeving. Piddocks komen vooral voor in warme gematigde en tropische wateren; ondanks dat ze in
het hout boren, voeden ze zich met plankton. Sommige soorten zijn tolerant voor een pH van 5,5 tot
9,7 en bovendien tolerant voor brak water dat slechts 5 tot 7‰ zout bevat. De crustaceën kunnen, in
tegenstelling tot de mollusken, vrij over het hout bewegen (Eaton & Hale 1993).
Schimmels
Schimmels produceren enzymen die buiten de eigenlijke schimmel het hout aantasten. Schimmels
kunnen niet leven zonder zuurstof. Ze hebben zuurstof uit de lucht nodig of minimaal ongeveer 0,5
mg/l zuurstof in water (Gregory 1998). De optimale zuurgraad voor de houtaantastende schimmels
ligt tussen pH 3,5 en 8; het optimale vochtgehalte van het hout waarop de schimmels leven ligt tussen
40% (gebaseerd op het drooggewicht) tot waterverzadigd, beide sterk afhankelijk van de soort
schimmel. De maximale temperatuur waarbij schimmels actief zijn is ongeveer 60 °C, de optimale
temperatuur ligt tussen 15 en 45 °C, wederom afhankelijk van de soort (Blanchette et al. 1990). Om
op hout te kunnen groeien hebben schimmels extra stikstof en ijzer nodig. Hout bevat van zichzelf te
weinig van deze nutriënten (Clausen 1996). Stikstof en ijzer kunnen soms door middel van de
zogenoemde schimmeldraden van elders worden aangevoerd door de schimmel zelf (Hammel 1997).
In andere gevallen kan eerdere aantasting van het hout door bacteriën er voor zorgen dat er al extra
stikstof en/of ijzer naar het hout is aangevoerd. Behalve de aanvoer van nutriënten kunnen bacteriën
nog meer voorwerk verrichten voor de aantasting door schimmels. Bacteriën kunnen voor schimmels
giftige stoffen onschadelijk maken en bacteriën kunnen in vier tot zes weken de porositeit van het
hout vergroten waardoor de schimmeldraden gemakkelijker in het hout kunnen groeien (Clausen
1996).
37

White rot De white rot schimmels kunnen de houtpolymeren afbreken en zijn in de natuur de meest
voorkomende houtaantasters (Tuor et al. 1995, Hammel 1997, Blanchette 2000). De omstandigheden
waaronder white rot schimmels optimaal groeien, en dus hout aantasten, zijn:
− een temperatuur tussen 25 en 40 °C (Blanchette et al. 1990),
− een zuurgraad tussen pH 3,5 en pH 5,5 (Blanchette et al. 1990) en
− een vochtgehalte van het hout tussen 40 en 80%, gebaseerd op het drooggewicht van het hout
(Blanchette 2000).
White rot schimmels kunnen echter nog steeds groeien bij een zuurgraad tussen pH is 3 en pH is 7
(Blanchette et al. 1990, Blanchette 2000) en een vochtgehalte van het hout tussen 28% en nog niet
geheel verzadigd (Blanchette et al. 1990).
Brown rot De brown rot schimmels breken voornamelijk cellulose af. Het lignine kunnen deze
schimmels niet volledig afbreken, maar wel aantasten. Het gedeeltelijk afgebroken lignine wordt
vervolgens door andere processen vaak omgezet in humus. Brown rot schimmels leveren in de natuur
een belangrijke bijdrage aan de afbraak van hout. De omstandigheden waaronder brown rot schimmels
optimaal groeien, en dus hout aantasten, zijn:
− een temperatuur tussen 25 en 30 °C,
− een zuurgraad tussen pH 3,5 en pH 5,5 (Blanchette et al. 1990) en
− een vochtgehalte van het hout tussen 40 en 80%, gebaseerd op het drooggewicht van het hout
(Blanchette 2000).
Hoewel minder optimaal kunnen brown rot schimmels groeien in een breder bereik van de zuurgraad
(pH tussen 3 en 7; Blanchette et al. 1990, Blanchette 2000) en vochtgehalte (tussen 28% en nog niet
geheel verzadigd; Blanchette et al. 1990).
Soft rot De soft rot schimmels zijn langzamer dan de hiervoor genoemde. Ook kunnen ze net als
brown rot schimmels maar een beperkt deel van de lignine afbreken (Hammel 1997). Soft rot
schimmels kunnen echter leven onder omstandigheden waar de andere twee soorten dat niet meer
kunnen: hout met een zuurgraad van ongeveer pH is 8 of hout met een vochtgehalte van 20-40% of
meer dan 80% (Blanchette 2000). In het geval van met water verzadigd hout is de aanwezigheid van
zuurstof in het water van levensbelang voor de soft rot schimmels, minimaal ongeveer 0,5 mg/l
(Gregory 1998). De omstandigheden waaronder soft rot schimmels optimaal groeien, en dus hout
aantasten, zijn die omstandigheden waaronder white en brown rot slecht of niet groeien. Dit zijn:
− een zuurgraad tussen pH 6 en pH 8 (Blanchette et al. 1990),
− een vochtgehalte van waterverzadigd of fluctuerend (Hammel 1997) of juist zeer laag, tussen 20
en 40% (Blanchette 2000).
Ze kunnen nog steeds groeien onder de volgende omstandigheden: temperatuur tussen 0 en 60 °C,
zuurgraad tussen pH 3 en pH 9, en een vochtgehalte van het hout tussen 20% en waterverzadigd
(Blanchette et al. 1990).
Bacteriën
Net als schimmels produceren bacteriën enzymen die buiten de eigenlijke bacterie het hout aantasten
(Gregory 1998). De aantasting van hout door bacteriën verloopt veel langzamer dan de aantasting
door schimmels (Blanchette et al. 1990). Hierdoor is aantasting door bacteriën alleen van belang
onder omstandigheden waarbij schimmels (nog) niet kunnen groeien. De allereerste aantasting van
hout wordt in het algemeen aan de bacteriën overgelaten (Kim & Singh 2000). Daarnaast is de aantasting
van hout onder zuurstofarme omstandigheden het terrein van de bacteriën (Clausen 1996,
Blanchette 2000).
De bacteriën die hout aantasten worden op grond van hun werkwijze in een aantal groepen ingedeeld.
Veel is bekend over de tunneling bacteria (TB) en de erosion bacteria (EB). Minder is bekend van de
cavitation bacteria (CB) en de scavengers.
Tunneling bacteria De TB maken kleine tunneltjes in de secundaire celwanden van het hout. De TB
hebben minder zuurstof nodig dan soft rot schimmels, maar meer dan de EB. Hierdoor worden de TB
meestal in de buitenste lagen van met water verzadigd hout gevonden. Naast cellulose en hemicellulose
kunnen de TB in beperkte mate lignine afbreken (Blanchette 2000). De TB kunnen goed
38

tegen giftige stoffen, groeien bij maximaal 40 °C en kunnen tegen een zuurgraad van pH is 3 tot 10,4.
De TB komen voor in zoet water en op de zeebodem tot vijf km diepte (Klaassen et al. 2000).
Erosion bacteria De EB breken de cellulose en hemicellulose in de secundaire celwanden van het
hout af (fig. 17; Blanchette 2000). De EB hebben minder zuurstof nodig dan de TB (Björdal et al.
2000) en kunnen dan ook geen lignine afbreken (Blanchette 2000). Omdat de EB zo weinig zuurstof
nodig hebben, worden ze overal in het hout gevonden (Björdal et al. 1999). De EB kunnen goed tegen
giftige stoffen, maar iets minder goed dan de TB. De EB groeien bij maximaal 70 °C en kunnen tegen
een zuurgraad van pH 3 tot 10,4. De EB komen voor in zoet, brak en licht zout water. De EB zijn de
langzaamste aantasters van hout (Klaassen et al. 2000).
Cavitation bacteria De CB komen het minst voor. De CB vormen diamantvormige holten en tasten
met name cellulose en hemicellulose aan en komen voor in zoet en zout water. Verder is er weinig
over de CB bekend (Klaassen et al. 2000).
Scavengers De Scavengers tasten het hout niet direct aan, maar leven van de restanten van de TB, EB
en CB (Blanchette 2000).
39
Figuur 17 Beginnende aantasting van hout door
erosion bacteria (uit: Björdal et al. 2000).
7.2.3 Overzicht
In het voorgaande zijn de processen en biologische actoren beschreven die leiden tot de degradatie
van archeologisch hout in de Nederlandse bodem. In tabel 2 worden deze processen en actoren samengevat.
Aangegeven is of ze leiden tot degradatie van (hemi)cellulose en/of lignine. Een indicatie van
de snelheid van degradatie is daarna gegeven. De laatste zeven kolommen geven aan in welk milieu
de verschillende processen voor kunnen komen. Voor de parameters vocht, zuurgraad en temperatuur
is zowel een indicatie gegeven van het optimum en de tolerantie. Onder het optimum wordt verstaan
de optimale situatie voor het optreden van het betreffende proces, dus de situatie waarin de degradatie
snelheid van het hout maximaal is. Onder de tolerantie wordt verstaan onder welke omstandigheden
het betreffende proces op kan treden, dus wanneer enige aantasting van het hout optreedt.
Tabel 2 Overzicht van de processen en actoren die leiden tot de degradatie van hout in de bodem.
Degradatie Aantasting Aantasting Degradatie Benodigde Vocht Vocht pH pH Temp. Temp.
proces (hemi)cellulose lignine snelheid zuurstof optimum tolerantie optimum tolerantie optimum tolerantie
vochtig hout + metaal + + enkele jaren vochtig vochtig
gereduceerd zwavel + + na opgraven lucht
paalworm + + enkele jaren zeewater nvt nvt
white rot + + zeer snel lucht 40-80% 28-99% 3,5-5,5 3-7 25-40 °C ?
brown rot + +/- (humus) snel lucht 40-80% 28-99% 3,5-5,5 3-7 25-30 °C ?
soft rot + +/- minder snel > 0,5 mg/l 21-100% 6-8 3-9 15-45 °C 0-60 °C
tunneling bacteria + +/- zeer langzaam weinig *1 ?-100% ? 3-10,4 ? ?
erosion bacteria + - nog langzamer weinig/geen *1 ?-100% ? 3-10,4 ? ?
cavitation bacteria + - ? weinig *1 ?-100% ? ? ? ?
scavengers - - nvt weinig/geen *1 ?-100% ? ? ? ?
*1: onbekend; bij minder dan 100% vocht afbraak door schimmels waardoor de activiteit van bacteriën niet opvalt
Van de genoemde abiotische processen kunnen er twee voor de Nederlandse situatie van belang zijn.
Een metalen voorwerp dat zich in vochtig hout bevindt kan zogenoemde “crevice corrosion” veroorzaken.
Chemische oxidatie van het metaal leidt tot een extreme zuurgraad rond het metalen voorwerp.
Door de extreme zuurgraad kan het hout rond het metalen voorwerp in enkele jaren sterk aangetast
worden. Nadat een stuk hout is opgegraven kan de aanwezigheid van gereduceerd zwavel voor pro-

lemen zorgen. De gereduceerde zwavel kan oxideren tot zwavelzuur, hetgeen leidt tot een extreme
zuurgraad. Ook in dit geval kan het hout in enkele jaren sterk worden aangetast.
Van meer algemeen belang voor de Nederlandse situatie is de aantasting van hout door biotische
processen. Hieronder worden de verschillende destructieve organismen nogmaals kort genoemd in
volgorde van zeer destructief tot slechts langzaam degraderend.
In zeewater kan de paalworm in enkele jaren hout sterk aantasten. Zonder zuurstof kan de paalworm
niet leven, waardoor hout dat door sediment is afgedekt tegen paalworm is beschermd. Op het land,
boven het grondwater, kunnen white rot en brown rot hout in enkele jaren volledig aantasten. Deze
schimmels zijn actief in zure tot neutrale bodems op hout waarvan de vochtigheid maximaal zo’n 80%
bedraagt. Bij een dergelijke vochtigheid is de aanvoer van zuurstof geen probleem.
Wanneer de vochtigheid van het hout tussen de 80 en 100% ligt, zijn vooral soft rot schimmels actief.
Deze schimmels hebben minder zuurstof nodig, maar bij volledige verzadiging met water nog
minimaal 0,5 mg/l. Aantasting door soft rot is langzamer dan door de andere schimmels. Lignine
wordt nog in beperkte mate afgebroken. Soft rot komt in zoet en zout water voor.
Wanneer het hout onder water ligt en het gehalte zuurstof in het water onder ongeveer 0,5 mg/l komt,
is ook de grens van afbraak door soft rot bereikt. Bij dergelijke lage zuurstofgehaltes zijn alleen
bacteriën nog in staat hout af te breken, zowel in een zoet als een zout milieu. Bij een afnemend
zuurstofgehalte wordt de aantasting van het hout overgenomen van soft rot door tunneling bacteria en
bij nog minder zuurstof door erosion bacteria. Hoe minder zuurstof er beschikbaar is, hoe langzamer
de aantasting van het hout verloopt. Echter, ook bij extreem lage gehaltes zuurstof gaat de aantasting
verder en worden cellulose en hemicellulose afgebroken. Zonder zuurstof zijn bacteriën niet in staat
de lignine in hout volledig af te breken. Er blijft altijd een (kwetsbaar) lignine-skelet over. Hierdoor
blijft de archeologische informatie van het hout behouden.
Figuur 18 Gezien de hoeveelheid en de omvang van de afzonderlijk elementen laten opgegraven scheepsonderdelen
zich moeilijk duurzaam behouden. Het alternatief is dan om dit materiaal op zo’n manier opnieuw te
begraven, zodat het in een zuurstofarme omgeving onder stagnerend grondwater voor langere termijn behouden
blijft (foto ROB/NISA, Lelystad).
7.3 Het behoud van hout in de Nederlandse bodem
Uit het bovenstaande blijkt dat de zuurstofvoorziening de belangrijkste variabele is in verband met het
behoud van hout. Wanneer voldoende zuurstof aanwezig is speelt daarnaast de zuurgraad een rol in de
snelheid waarmee schimmels hout aan kunnen tasten.
40

Hoe minder zuurstof er in de bodem beschikbaar is, hoe langzamer de degradatie van hout verloopt.
Zonder zuurstof blijft altijd een (sterk verzwakt) lignine-skelet van het hout over, waardoor de
archeologische informatie van het hout behouden blijft. De belangrijkste variabele in de zuurstofvoorziening
van de bodem is de grondwaterstand. Boven het grondwater is in het algemeen voldoende
zuurstof beschikbaar om hout snel af te breken. Onder de grondwaterspiegel blijft hout in het
algemeen lang bewaard (fig. 18).
De schimmels die hout aantasten wanneer voldoende zuurstof aanwezig is groeien het best in een zuur
milieu. Een zuurgraad boven pH is 7 vertraagt de afbraak van hout in de onverzadigde zone van de
bodem.
Gezien de beperkte stabiliteit van hout in de bodem dienen vindplaatsen die veel hout bevatten en
waarvan de archeologische informatiewaarde als hoog wordt beschouwd zeer nauwlettend gemonitored
te worden. Hoewel er verschillende degradatiemechanismen bij hout onderscheiden kunnen
worden is de aanwezigheid van zuurstof in bijna alle gevallen de motor voor deze mechanismen. Er
van uitgaand dat hout alleen duurzaam behouden kan worden onder de grondwaterspiegel dient in
eerste instantie monitoring plaats te vinden op (veranderingen) in de gronwaterstand en de zuurstofconcentratie
in het grondwater. Hier moet nog aan toegevoegd worden dat het exploreren van houtrijke
vindplaatsen door middel van destructieve methoden zoveel mogelijk vermeden moet worden,
daar dit een hoeveelheid zuurstof in de grond brengt die door het hout zal worden “geconsumeerd”.
Literatuur
Het proefschrift van Charlotte Björdal (2000) wordt aangeraden als eerste te lezen voor diegenen met meer
interesse in het onderwerp.
Baker AJ 1974: Degradation of wood by products of metal corrosion. U.S.D.A. Forest Service Research Paper
FPL 229. Madison, Wisconsin: U.S. Department of Argriculture, Forest Service, Forest Products
Laboratory.
Björdal CG 2000: Waterlogged Archaeological Wood. Biodegradation and its implications for conservation.
Dissertation Swedish University of Agricultural Sciences, Department of Wood Science.
Björdal CG, G Daniel & T Nilsson 2000: Depth of burial, an important factor in controlling bacterial decay of
waterlogged archaeological poles. International Biodeterioration & Biodegradation 45, 15-26.
Björdal CG, T Nilsson & G Daniel 1999: Microbial decay of waterlogged archaeological wood found in
Sweden. International Biodeterioration & Biodegradation 43, 63-73.
Blanchette RA 2000: A review of microbial deterioration found in archaeological wood from different
environments. International Biodeterioration & Biodegradation 46, 189-204.
Blanchette RA, JE Haight, RJ Koestler, PB Hatchfield & D Arnold 1994: Assessment of deterioration in
archaeological wood from ancient Egypt. Journal of the American Institute for Conservation 33, 55-70.
Blanchette RA, T Nilsson, G Daniel & A Abad 1990: Biological Degradation of Wood. In: Rowell RM & RJ
Barbour (eds.) Archaeological Wood. Properties, Chemistry, and Preservation. (Advances in Chemistry
Series 225). Washington DC: American Chemical Society, p. 141-74.
Clausen CA 1996: Bacterial Associations with Decaying Wood: a Review. International Biodeterioration &
Biodegradation 37, 101-7.
Daniel G & T Nilsson 1998: Developments in the study of soft rot and bacterial decay. In: Bruce A & JW
Palfreyman (eds.), Forest Products Biotechnology. Briston, PA: Taylor & Francis, p. 37-62.
Eaton RA & MDC Hale 1993: Marine borers. In: Eaton RA & MDC Hale. Wood: Decay, Pests and Protection.
London: Chapman & Hall, p. 287-98.
Gregory D 1998: Re-burial of timbers in the marine environment as a means of their long-term storage:
experimental studies in Lynaes Sands, Denmark. The International Journal of Nautical Archaeology 27,
343 58.
Hammel KE 1997: Fungal Degradation of Lignin In: Cadisch G & KE Giller (eds.) Plant Litter Quality and
Decomposition. CAB International Driven by Nature, p. 33-45.
Kim YS & AP Singh 2000: Micromorphological characteristics of wood biodegradation in wet environments: a
review. IAWA Journal 21, 135-55.
Klaassen RKWM, PJM den Nijs & GW van Beusekom 2000: Bacteriële aantasting van houten paalfunderingen.
Literatuurstudie en inventarisatie van de Nederlandse situatie. Wageningen/Amsterdam/Utrecht:
Stichting Hout Research/Wareco/Nederlands Instituut voor Toegepaste Geowetenschappen TNO.
MacLeod ID & C Kenna 1990: Degradation of archaeological timbers by pyrite: oxidation of iron and sulphur
species. In: Hoffmann P (ed.) Proceedings of the 4th ICOM Group on Wet Organic Archaeological Materials
Conference. Bremerhaven: Deutches Schiffarhtsmuseum, p. 133-42.
41

Sandström M, F Jalilehvand, I Persson, U Gelius, P Frank & I Hall-Roth 2002: Deterioration of the seventeenthcentury
warship Vasa by internal formation of sulphuric acid. Nature 415, 893-7.
Singh AP & YS Kim 1997: Biodegradation of wood in wet environments: A review. IRG/WP 97-10217.
Stockholm, Sweden: International Research Group on Wood Preservation.
Tuor U, K Winterhalter & A Fiechter 1995: Enzymes of white-rot fungi involved in lignin degradation and
ecological determinants for wood decay. Journal of Biotechnology 41, 1-17.
42

8 Botanische macroresten
8.1 Wat zijn macroresten?
Onder macroresten wordt in dit hoofdstuk verstaan “alle botanische resten met uitzondering van
pollen en hout”. Onder macroresten vallen dus allerlei verschillende soorten plantaardige overblijfselen,
zoals zaden, takjes, blaadjes en dergelijke. Alleen wanneer de macroresten nog herkenbaar
zijn door middel van microscopie, dat wil zeggen dat nog af te leiden is van welke plant ze afkomstig
zijn, kunnen botanische resten een belangrijke archeologische waarde vertegenwoordigen en dragen
zij bij aan de kennis omtrent voedseleconomie en aan het landschap ten tijde van de bewoning.
8.2 Studies naar de degradatie van macroresten
43
Figuur 19 Drie verschillende
conserveringsvormen van een
venkelzaad. Links een gemineraliseerd,
midden een "waterlogged"
en rechts een recent
exemplaar.
Tijdens het uitgebreide literatuuronderzoek dat aan dit handboek ten grondslag ligt, is er geen
literatuur gevonden die ingaat op de degradatie van “archeologische” macroresten. Wel komt steeds
de mede op de praktijk gebaseerde constatering terug dat een zuurstofloos milieu goed is voor het
behoud van organische materialen (zie bijv. Kenward & Hall 2000). Bij gebrek aan gedetailleerde literatuur
is dit hoofdstuk gebaseerd op drie bespekingen van, respectievelijk, de afbraak van organisch
materiaal in de strooisellaag van bossen (Berg 2000), de stabiliteit van organisch materiaal in de
bodem (Sollins et al. 1996) en de aangroei en afbraak van veen (Bozkurt et al. 2001).
Er is een belangrijk nadeel bij het gebruik van deze studies als indicatie van de processen die van
belang zijn voor de degradatie van “archeologische” macroresten. Met betrekking tot macroresten zijn
alleen de degradatiestappen waardoor de resten onherkenbaar worden van belang. De genoemde
literatuur behandelen de afbraak van herkenbare plantenresten tot aan de eindproducten: kooldioxide,
methaan, zwavelwaterstof en stabiele humus. Daarbij wordt niet aangegeven op welk moment de
resten microscopisch onherkenbaar worden.
Gezien bovenstaande en het grote belang van botanische macroresten voor de (landschaps-)archeoogie,
dient er onderzoek plaats te vinden naar de vervalmechanismen in dit plantaardig materiaal.

8.3 De degradatie van macroresten in de bodem
Sollins et al. (1996) geven de volgende factoren die de afbraak van organisch materiaal in de bodem
beïnvloeden. Dit zijn: temperatuur, bodemvochtgehalte, redoxpotentiaal, beschikbare voedingsstoffen,
zuurgraad en beschikbare kationen.
De uitwerking van deze factoren blijkt complex doordat ze vaak aan elkaar zijn gerelateerd. Alleen de
effecten van de temperatuur, het bodemvochtgehalte en de redoxpotentiaal blijken ondubbelzinnig te
duiden. Een hogere temperatuur leidt tot een grotere activiteit van micro-organismen en daarmee tot
een snellere afbraak van organische materialen. Ook een hoog bodemvochtgehalte bevordert de groei
van micro-organismen, echter tot op zekere hoogte. Wanneer de bodem (bijna) met water verzadigd
is, kan er een tekort aan zuurstof ontstaan. Hierdoor daalt de redoxpotentiaal en daarmee neemt de
degradatie van organisch materiaal door micro-organismen sterk af.
De beschikbaarheid van voedingsstoffen, die de groei van micro-organismen bevorderen, is vooral
tijdens het eerste stadium van de afbraak van organisch materiaal van belang. Tijdens dit eerste
stadium degraderen vooral de makkelijk afbreekbare stoffen, zoals cellulose. Hoe meer stikstof en
fosfor er aanwezig is, des te sneller de degradatie verloopt. In een later stadium van de afbraak echter,
wanneer ook meer resistente stoffen degraderen, heeft de beschikbaarheid van voedingsstoffen minder
invloed op de degradatiesnelheid. De aanwezigheid van stikstof kan de degradatie van organisch
materiaal zelfs remmen (Berg 2000). Door de tweedeling in het belang van de beschikbaarheid van
voedingsstoffen is het onduidelijk wat nu het effect is op de degradatie van macroresten in een
archeologisch kader. Het zou eerst duidelijk moeten zijn op welk moment de archeologische macroresten
onherkenbaar worden, met andere woorden wanneer deze resten hun archeologische informatiewaarde
verliezen. Wanneer macroresten al tijdens het eerste stadium onherkenbaar worden, is
het effect van de beschikbaarheid van voedingsstoffen duidelijk: hoe meer voedingsstoffen, hoe
sneller de macroresten onherkenbaar zijn en niet meer geschikt zijn voor archeobotanisch onderzoek.
Wanneer de macroresten pas tijdens het tweede afbraak stadium onherkenbaar worden, is het effect
van de voedingsstoffen onduidelijk.
De zuurgraad heeft vooral effect op de afbraaksnelheid van organisch materiaal door bacteriën.
Wanneer zuurstof beschikbaar is, boven de grondwaterspiegel, wordt organisch materiaal afgebroken
door bacteriën en schimmels. Onder de grondwaterspiegel, waar de hoeveelheid zuurstof (vrijwel) nul
is, wordt organisch materiaal alleen door bacteriën afgebroken. Het effect van de zuurgraad op de
afbraak van organisch materiaal is dus het sterkst onder de grondwaterspiegel. De activiteit van
bacteriën wordt geremd bij een zuurgraad lager dan pH is 6 (Bozkurt et al. 2001).
Twee kationen die de degradatiesnelheid van organisch materiaal beïnvloeden zijn mangaan en
calcium. Volgens Berg (2000) is mangaan een essentieel bestanddeel van enzymen die lignine (een
moeilijk afbreekbare stof die in veel organische materialen voorkomt) af kunnen breken. Omdat
lignine alleen onder zuurstofrijke omstandigheden afgebroken kan worden (zie het hoofdstuk over
hout), is het effect van mangaan alleen van belang wanneer er zuurstof aanwezig is. De invloed van
calcium is onduidelijker, maar het lijkt erop dat de aanwezigheid van calcium de afbraak van
organische materialen bevordert (Bozkurt et al. 2001).
8.4 Het behoud van macroresten in de bodem
Duidelijk is dat de belangrijkste voorwaarde voor het behoud van macroresten in de bodem de afwezigheid
van zuurstof is, waardoor de afbraak door micro-organismen sterk vertraagt. De hoeveelheid
zuurstof in de bodem is onder de grondwaterspiegel over het algemeen zeer veel lager dan
daarboven. Niet bekend is tot welke waarde de zuurstofconcentratie mag stijgen, wil de bodem haar
conserverende bewerking voor de macroresten behouden.
Andere factoren die het behoud van macroresten in de bodem bevorderen zijn:
− een lage temperatuur;
− een laag bodemvochtgehalte (of, zoals gezegd, verzadiging met water waardoor de hoeveelheid
zuurstof minimaal is);
44

− zo min mogelijk nutriënten; alleen wanneer het organisch materiaal al sterk gedegradeerd is, kan
een hoog gehalte stikstof de verdere afbraak remmen;
− een zuurgraad lager dan pH is 6 remt de afbraak door bacteriën; het effect op de totale afbraak
snelheid is het grootst onder de grondwaterspiegel omdat schimmels daar niet groeien;
− wanneer mangaan afwezig is wordt de afbraak van lignine bemoeilijkt; ook de afwezigheid van
calcium lijkt de afbraak van macroresten te bemoeilijken.
De macroresten kunnen een belangrijke rol spelen bij het monitoren van vindplaatsen. Ze zijn zeer
degradatiegevoelig en kunnen daarmee ook als graadmeter dienen voor de kwaliteit van sommige
andere materialen en mogelijk ook voor de grondsporen. Er van uitgaand dat de kwaliteit van het
grondwater reeds gemeten wordt, zouden bij de geringste verandering hierin organische monsters
genomen moeten worden. Sommige van deze monsters dienen in situ genomen te worden, zodat er
slijpplaten voor micromorfologisch onderzoek gemaakt kunnen worden. Uit dit onderzoek blijkt
onmiddellijk of en in welke mate er bioturbatie optreedt. Dit draagt bij aan de degradatie van de resten
zelf, maar nog veel belangrijker is dat hierdoor de microstratigrafie in een vindplaats verstoord raakt,
waardoor de zichtbaarheid van de grondsporen aanmerkelijk terugloopt; zie ook hoofdstuk 13.
Literatuur
Berg B 2000: Litter decomposition and organic matter turnover in northern forest soils. Forest Ecology and
Management 133, 13-22.
Bozkurt S, M Lucisano, L Moreno & I Neretnieks 2001: Peat as a potential analogue for the long-term evolution
in landfills. Earth-Science Reviews 53, 95-147.
Kenward H & A Hall 2000: Decay of delicate organic remains in shallow urban deposits: are we at a
watershed?. Antiquity 74, 519-25.
Sollins P, P Homann & BA Caldwell 1996: Stabilization and destabilization of soil organic matter: mechanisms
and controls. Geoderma 74, 65-105.
45

9 Pollen
9.1 Wat zijn pollen?
Pollenkorrels zijn de mannelijke geslachtscellen van planten en bomen die nodig zijn om de (vrouwelijke)
bloemen te bevruchten. Het pollen blijft in de bodem vaak goed bewaard. Dit komt doordat de
buitenkant van de celwand, de exine, bijzonder resistent is. De degradatie van pollen is vooral bestudeerd
om na te gaan of een pollenspectrum, zoals dat nu in de bodem wordt gevonden, representatief
is voor de pollen die oorspronkelijk in die bodem terecht is gekomen. Dit is van belang omdat er op
grond van pollenspectra uitspraken gedaan kunnen worden over de oorspronkelijke vegetatie. Diverse
auteurs, waaronder Havinga (1964, 1967, 1971, 1984), hebben experimenten uitgevoerd om de gevoeligheid
voor degradatie van diverse soorten pollen te onderzoeken. Naast conclusies over de variërende
gevoeligheid van pollen voor degradatie, kunnen ook enkele conclusies worden getrokken over
welke factoren in de bodem de degradatie of het behoud van pollen beïnvloeden.
9.2 Degradatiemechanismen
Naast plantaardig gelooid leer (hoofdstuk 11) zijn van alle archeologische organische materialen
pollen het minst degradatiegevoelig. De resistentie van pollen tegen degradatie in de bodem is te
danken aan de stof sporopollenine in de exine, dat is de buitenste laag van de wand van een pollenkorrel.
Kwiatkowski & Lubliner-Mianowska (1957) laten zien dat de hoeveelheid sporopollenine
varieert naar gelang het soort pollen. Zij stellen dat de stabiliteit van pollen afhangt van de hoeveelheid
sporopollenine die in de exine aanwezig is. Havinga (1964, 1967) toont met experimenten in het
veld aan dat pollen met meer sporopollenine in het algemeen beter bewaard blijft in de bodem.
Bovendien toont Havinga aan dat pollen met meer sporopollenine in het algemeen beter beschermd
zijn tegen chemische oxidatie.
9.2.1 Oxidatie van pollen
Oxidatie is waarschijnlijk het belangrijkste proces bij de degradatie van pollen (Aaby 1983, Campbell
1999). Zetsche en Kälin (1931) hebben laten zien dat sporopollenine kan oxideren onder invloed van
zuurstof uit de lucht. De oxidatie leidt tot het dunner worden van de exine van de pollen (Aaby 1983).
Bovendien leidt oxidatie ertoe dat pollen vervolgens gemakkelijker door micro-organismen aangetast
kunnen worden (Havinga 1964); zie ook figuur 20.
9.2.2 Aantasting van pollen door micro-organismen
Sangster & Dale (1961) zien dat bacteriën actief zijn binnenin sterk aangetast pollen. Wanneer aan
een monster pollen met actieve bacteriën een bacteriedodend middel (kwikchloride) wordt
toegevoegd, neemt de degradatiesnelheid van het pollen af. Ook Havinga (1984) toont aan dat pollen
in de bodem sneller wordt aangetast wanneer er veel micro-organismen actief zijn. Elsik (1971) geeft
een overzicht van de bacteriën en schimmels die pollen aantasten. De aantasting van pollen door
micro-organismen is minimaal wanneer er geen zuurstof beschikbaar is of wanneer het milieu extreem
droog of koud is. Een nat, zuurstofloos milieu leidt tot een goede conservering van pollen (Havinga
1971); hieruit kan worden geconcludeerd dat vooral aërobe micro-organismen verantwoordelijk zijn
voor de degradatie van pollen. Tot slot is het interessant dat pollen bewaard kan blijven, in een
overigens oxiderend milieu, nabij koperen voorwerpen, omdat koperzouten giftig zijn voor microorganismen
(King et al. 1975).
47

Figuur 20 Voorbeelden van veel voorkomende pollenkorrels; linksboven: Betula alba (berk), goed geconserveerd;
rechtsboven: Betula sp., slecht geconserveerd, gaten duiden op oplossing van de wand door bacteriële
inwerking; linksonder: Pinus nigra (den), goed geconserveerd; rechtsonder: Pinus sp., de oorspronkelijke structuur
is deels verloren gegaan door oxidatie (foto VU, Amsterdam).
9.2.3 Effect van de zuurgraad
Sommige auteurs stellen dat een zuurgraad boven pH is 6 slecht is voor de conservering van pollen
(Andersen 1986, Tomescu 2000). Ook kan verwezen worden naar Dimbleby (1957), Havinga (1971)
en Pennington (1996). Dimbleby (1957) stelt inderdaad dat bodems met een pH hoger dan 6 waardeloos
zijn voor pollenanalyse. Wanneer de pH lager dan 5 is, kunnen er voldoende pollen bewaard
blijven. Echter, Havinga (1967) noemt een voorbeeld waar pollen bewaard zijn bij een pH van 9, en
ook Tschudy (1969) geeft een voorbeeld waaruit blijkt dat een kalkhoudende omgeving niet per se
slecht is voor het behoud van pollen. Ook geeft Havinga (1971) aan dat Quercus pollen in een zuur
milieu gevoeliger is voor chemische oxidatie dan in een basisch milieu. Pennington (1996) stelt dat
pollen in een bodem met pH 5.5 of lager bewaard blijft omdat de lage zuurgraad de afbraak door
micro-organismen remt. Dit werd door Dimbleby (1957) ook reeds voorzichtig geconcludeerd.
Uit het bovenstaande blijkt dat de zuurgraad vooral van invloed is op de afbraak van pollen door
micro-organismen. Bij een pH< 5 à 6 is de activiteit van pollendegraderende micro-organismen laag.
Bij een pH > 6 is de kans groot dat het pollen wordt aangetast door micro-organismen. Er zijn echter
omstandigheden waarbij pollen bij een pH > 6 wel degelijk bewaard kan blijven.
9.2.4 Afwisseling nat en droog
De celwand van sommige soorten pollen is wasachtig. Dergelijke pollen kunnen bewaard blijven in
een milieu waarin drogere en nattere omstandigheden elkaar afwisselen (Dimbleby 1957). In andere
studies is gevonden dat pollen kunnen degraderen door een afwisseling van natte en droge omstandigheden
(Holloway 1989, Campbell 1991). De omvang van de schade die door de afwisselend natte en
droge omstandigheden ontstaat, is mede afhankelijk van andere factoren in het milieu. Campbell en
Campbell (1994) vonden dat een zout milieu de degradatie door afwisselend natte en droge omstandigheden
beperkt.
48

9.2.5 Waterdoorlatendheid van de bodem
Naast de hierboven besproken processen die leiden tot de degradatie van pollen, kan het pollenspectrum
in de bodem post-depositioneel ook nog door uitspoeling beïnvloed worden. In bodems met
een hoge waterdoorlatendheid kan pollen gemakkelijk uitspoelen (Kelso et al. 2000). Daarnaast kan
een hoge waterdoorlatendheid de eerder besproken chemische oxidatie en micro-biologische afbraak
van pollen bevorderen doordat zuurstof gemakkelijk door de aanwezige poriën in de bodem doordringt
(Tomescu 2000). In lössbodems leidt de grote doorlatendheid van de bodem, in combinatie met
de hoge pH ertoe dat er nauwelijks pollen bewaard blijft. Toch kunnen pollen in een dergelijke bodem
soms bewaard blijven, bijvoorbeeld onder vlak liggende, platte voorwerpen (Kelso et al. 2000).
9.3 Het behoud van pollen in de bodem
De belangrijkste voorwaarde voor het behoud van pollen in de bodem is dat de afbraak door aërobe
micro-organismen minimaal is. Dit is het geval in zure bodems bij een pH kleiner dan 5 à 6 en onder
de grondwaterspiegel. Naast afbraak door micro-organismen kan pollen degraderen door chemische
oxidatie of de afwisseling van natte en droge omstandigheden. Bovendien kan pollen gemakkelijk
uitspoelen wanneer de waterdoorlatendheid van de bodem hoog is. Een slecht doorlatende bodem is
goed tegen het uitspoelen van pollen en beperkt de beschikbaarheid van zuurstof die nodig is voor
chemische oxidatie en aantasting door micro-organismen. Het ongunstige effect van een goed
doorlatende bodem kan soms verminderd worden wanneer het pollen wordt beschermd onder een vlak
liggend, plat voorwerp in de bodem.
Hoewel pollen op zeer veel plaatsen kunnen worden aangetroffen en dus gemakkelijk zijn te bemonsteren,
zijn pollen, gezien de redelijke stabiliteit niet in eerste instantie het materiaal dat gebruikt wordt
om de fysieke staat van een vindplaats te monitoren. Men zou daarbij immers een te gunstig beeld van
de vindplaats kunnen krijgen. Bij vindplaatsen waar sterke wisselingen in grondwaterniveau en –
samenstelling (kunnen gaan) plaatsvinden en waar de kwaliteit van de macroresten al zeer slecht is,
zouden pollen op gaafheid gecontroleerd moeten worden.
Literatuur
Aaby B 1983: Pollen preservation. In: Aaby BE 1983: Forest development, soil genesis and human activity
illustrated by pollen and hypha analysis of two neighbouring podzols in Draved Forest, Denmark.
Geological Survey of Denmark. II. Series. No. 114. Kobenhavn: I komission hos C.A. Reitzels Forlag, p.
47-60.
Andersen ST 1986: Palaeoecological studies of terrestrial soils. In: Berglund BE: Handbook of Holocene
Palaeoecology and Palaeohydrology. John Wiley & Sons Ltd., p. 165-77.
Campbell ID 1991: Experimental mechanical destruction of pollen grains, Palynology 15, 29-33.
Campbell ID & C Campbell 1994: Pollen preservation: experimental wet-dry cycles in saline and desalinated
sediments. Palynology 18, 5-10.
Campbell ID 1999: Quaternary pollen taphonomy: examples of differential redeposition and differential
preservation. Palaeogeography, Palaeoclimatology, Palaeoecology 149 (1-4) 245-56.
Dimbleby GW 1957: Pollen analysis of terrestrial soil. New Phytologist 56, 12-28.
Elsik WC 1971: Microbiological Degradation of Sporopollenin. In: Brooks J, PR Grant, M Muir, P van Gijzel &
G Shaw: Sporopollenin. Proceedings of a Symposium held at the Geology Department, Imperial College,
London, 23-25 September, 1970. London, New York: Academic Press, p.480-509.
Havinga AJ 1964: Investigation into the differential corrosion susceptibility of pollen and spores. Pollen et
Spores 6 (2), 621-35.
Havinga AJ 1967: Palynology and pollen preservation. Review of Palaeobotany and Palynology 2, 81-98.
Havinga AJ 1971: An experimental investigation into the deay of pollen and spores in various soil types. In:
Brooks J, PR Grant, M Muir, P van Gijzel, & G. Shaw (eds.). Sporopollenin. Proceedings of a Symposium
held at the Geology Department, Imperial College, London, 23-25 September, 1970. London, New York:
Academic Press, p. 446-79.
Havinga AJ 1984: A 20-year experimental investigation into the differential corrosion susceptibility of pollen
and spores in various soil types. Pollen et Spores 26, 541-57.
Holloway RG 1989: Experimental mechanical pollen degradation and its application to Quaternary age deposits.
The Texas Journal of Science 41, 131-45.
49

Kelso GK, D Ritchie & N Misso 2000: Pollen record preservation processes in the Salem Neck sewage plant
shell midden (19-ES-(Tschudy, 1969)), Salem, Massachusetts, U.S.A. Journal of Archaeological Science
27, 235-40.
King JE, WE Klippel, R Duffield 1975: Pollen preservation and archaeology in Eastern North America.
American Antiquity 40 (2), 180-90.
Kwiatowski A, K Lubliner-Mianowska 1957: Badanie skladu chemicznego pylku, 2. Badania blon pylkowich.
Acta Soc. Botan. Polon. 26, 501-14.
Pennington W 1996: Limnic sediments and the taphonomy of lateglacial pollen assemblages. Quaternary
Science Reviews 15 (5-6), 501-20.
Sangster AG, HM Dale 1961: A Preliminary Study of Differential Pollen Grain Preservation. Canadian Journal
of Botany 39, 35-43.
Tomescu AMF 2000: Evaluation of Holocene pollen records from the Romanian Plain. Review of Palaeobotany
and Palynology 109 (3-4), 219-33.
Tschudy RH 1969: Relationship of Palynomorphs to Sedimentation. In: Tschudy RH, RA Scott (eds.). Aspects
of Palynology. New York: Wiley-Interscience, p. 79-96.
Zetsche F, O Kälin 1931: Untersuchungen über die Membran der Sporen und Pollen, V, 4. Zur Autooxydation
der Sporopollenine. Helv. Chim. Acta 14, 517-19.
50

10 Bot
10.1 Inleiding
Bot is een belangrijke bron voor directe informatie over de leefgewoonten van mensen in het verleden
(fig. 21). Omdat het meestal het enige menselijk of dierlijk weefsel is dat op een site te vinden
is, wordt het tegenwoordig ook interessant voor moleculair biologisch onderzoek (denk bijvoorbeeld
aan DNA-onderzoek). Hierbij is het van belang degradatie en contaminatie te kunnen identificeren.
Bot is door zijn relatieve resistentie tegen degradatieprocessen een geschikte indicator van degradatie
op een site. Er is daarom vrij veel onderzoek gedaan naar botdegradatie, waardoor veel processen
bekend zijn en analysemethoden uitvoerig beschreven zijn.
10.2 Samenstelling en structuur
51
Figuur 21 Hoewel er ook veel gebruiksvoorwerpen
van bot zijn vervaardigd, zoals deze kammen uit Oost-
Souburg (900-975 AD), bestaat het overgrote merendeel
van de vondsten uit onbewerkt dierlijk en menselijk
botmateriaal (foto ROB, Amersfoort).
Tijdens het leven is het bot een orgaan wat steun aan het lichaam verschaft en een aanhechtingspunt
vormt voor spieren. Verder is het een opslagplaats van calcium. Bot is een unieke combinatie van
ongeveer 70% minerale (bioapatiet) en 30% organische fractie; de laatste bestaat uit 80% collageen,
10% andere eiwitten (non-collagenous proteins) en water. Collageen geeft bot zijn elastische eigenschappen.
Botweefsel wordt gedurende het hele leven vernieuwd en aangepast aan stress door
processen van afbraak (resorptie) en nieuwe botvorming.
De minerale component van bot verschaft bot stevigheid en hardheid; het bestaat grotendeels uit
hydroxy-apatiet of bio-apatiet (Ca10(PO4)6(OH)2).

Biologisch apatiet wordt gekenmerkt door een relatief lage kristalliniteit en bevat veel vreemde ionen,
ofwel in de kristalmatrix, ofwel geadsorbeerd aan het oppervlak (Bigi et al. 1992).
Gemineraliseerde collageenvezels vormen de bouwstenen van bot. Deze zijn gerangschikt in lamellen
van enkele micrometers dikte die met hun orientatie de microstructuur van het bot bepalen (Junqueira
et al. 1993). De orientatie en aanwezigheid van de collageenvezels kan onder de microscoop zichtbaar
gemaakt worden met gepolariseerd licht. Macroscopisch kan men onderscheid maken tussen spongieus
(bijvoorbeeld in het wervellichaam) en compact bot (de schacht van pijpbeenderen). Deze twee
verschillen alleen van elkaar in de hoeveelheid bot per volume, chemisch zijn ze identiek. Menselijk
en dierlijk bot (zoogdier) verschillen van elkaar, voornamelijk in microstructuur; dierlijk bot is in het
algemeen minder poreus maar de chemische samenstelling is vergelijkbaar. Het grootste verschil tussen
mens en dier is de archeologische context, die een zekere invloed heeft op de conservering (fig.
22).
10.3 Onderzoeksmethoden
Figuur 22 Skelet van een vrouw uit het Laat-Neolithisch
grafveld Ypenburg te Rijswijk. In situ lijkt het bot goed geconserveerd
te zijn, op beschadigingen van de schedel door
graafwerkzaamheden na. Na opgraven en drogen bleek het
bot echter zeer fragiel en was consolidatie met een hars nodig
om het te kunnen bewaren.
Macroscopie
Gordon en Buikstra (1981) hebben vijf beschrijvende categorieën ontwikkeld voor de mate van fragmentatie.
Dit is voornamelijk geschikt voor complete (menselijke) skeletten in graven, maar met enige
aanpassing kan het ook voor (dierlijke) botfragmenten gebruikt worden. Berensmeyer en Hill (1980)
geven een dergelijke methode om verwering van het botoppervlak vast te stellen. De macroscopische
toe-stand van bot is echter geen goede indicatie voor de microscopische of moleculaire conservering.
Om de aanwezigheid van degradatieprocessen aan te tonen, is het nodig om andere analysemethoden
te gebruiken.
Microscopie (histologie)
Histologie is de studie van weefsels en cellen op microscopisch niveau. Voor het histologisch onderzoek
van archeologisch bot zijn verschillende methoden beschikbaar. Een snelle en relatief eenvoudige
manier is het polijsten van een botmonster om het daarna met gereflecteerd licht onder de
microscoop te bekijken. Meer details zijn echter zichtbaar na het maken van dunne coupes (doorsneden)
van 30 µm met een doorvallend lichtmicroscoop (zie omslag).
52

Met histologie is het onder andere mogelijk om de mate van en het type microbiële degradatie vast te
stellen; voorts kan de aan-wezigheid van verontreinigingen, zoals humuszuren, de aanwezigheid van
microbarsten en de aanwe-zigheid van collageen aangetoond worden (Jans et al. 2002). Hedges et al.
(1995) hebben een schaal van zes categorieën ontworpen (Oxford Histological Index; HI) om de mate
van microbiële aantasting te beschrijven. Deze index vormt bijvoorbeeld een goede indicator voor de
aanwezigheid van DNA (Colson et al. 1997).
Chemische en fysische methoden
De porositeit van bot geeft veel informatie over de conserveringstoestand. Nielsen-Marsh en Hedges
(1999) ontwikkelden een techniek, waarbij met behulp van kwik intrusie porosimetrie (mercury intrusion
porosimetry) de diameters van de poriën in bot worden gemeten tussen 0,001 en 100 µm. Bij
deze methode wordt kwik bij steeds hogere druk in het bot geforceerd, waarbij de volumeveranderingen
een indicatie zijn voor de diameter van de porie en het volume dat door deze wordt ingenomen
in het bot. Voorwaarde is wel dat het om een verbonden netwerk van poriën gaat. De diameter van de
diverse poriën verschaft informatie over de conservering van collageen, de aanwezigheid van microbiële
aantasting en oplossing van het bot. De aanwezigheid van collageen is natuurlijk ook te bepalen
door het te extraheren uit het bot. Verder kan door de verhouding tussen koolstof en stikstof (C/N
ratio) van deze organische fractie te bepalen (deze is precies bekend van collageen), iets over de
zuiverheid van het collageen gezegd worden. De kristalliniteit van archeologisch botmineraal is groter
dan die van modern bot (Weiner & Bar Yosef 1990), deze kan gemeten worden met bijvoorbeeld
röntgendiffractie (XRD).
10.4 Degradatiemechanismen
De conservering van bot wordt bepaald door extrinsieke en intrinsieke factoren. Extrinsieke factoren
zijn bijvoorbeeld het bodemmilieu en de wijze van depositie. Intrinsieke factoren zijn de grootte,
porositeit en samenstelling van het bot zelf. Zo vonden Von Endt en Ortner (1984) dat kleine botten
sneller verweren dan grote botten. De porositeit of dichtheid van bot is ook van invloed (Willey et al.,
1997). Niet alleen is poreus bot fysiek minder stevig, maar het heeft ook een groter oppervlak waar
reacties kunnen plaatsvinden met de omgeving.
10.4.1 Verbrand bot
Het verhitten tot hoge temperaturen verandert de samenstelling van bot grondig. Bij crematie verdwijnt
het collageen en de minerale component verandert; de kristallen worden groter en stabieler
(rekristallisatie). Hierdoor is verbrand bot beter bestand tegen de meeste degradatieprocessen. Door de
afwezigheid van organisch materiaal zal het niet meer door microorganismen worden aangetast. De
apatietkristallen zijn stabieler geworden. Het verdwijnen van het collageen en rekristallisatie van het
apatiet zorgen echter voor volumeveranderingen, met fragmentatie en vervorming van het bot tot
gevolg. Het verlies van collageen betekent dat het bot bros wordt (Stiner et al. 1995).
10.4.2 Biologische degradatie
De invloed van aantasting door insecten, plantenwortels en aaseters beperkt zich over het algemeen
tot het botoppervlak. Hierdoor kunnen bijvoorbeeld slacht- en snijsporen verloren gaan. Na de dood
kan bot afgebroken worden door diverse microorganismen zoals (cyano)bacterieën en schimmels. Dit
proces is vrij uitvoerig beschreven in de literatuur. Door toedoen van schimmels of bacteriën ontstaan
typische microscopische tunnels of foci in het bot, waardoor uiteindelijk de microstructuur verloren
gaat. Hackett (1981) geeft een nauwkeurige morfologische beschrijving van vier typen microbiële
aantasting in bot; zie figuur 23. Deze tunnels worden onderscheiden op grond van de grootte (variërend
van 5 - 30 µm), de vorm en de structuur. De tunnels zijn opgevuld met een granuleuze of lamellaire
structuur. Met porosimetrie kan worden aangetoond dat deze structuur uit kleinere poriën bestaat,
varierend van 0,6 - 1,2 µm (Turner-Walker et al. 2002). Tunnels veroorzaakt door schimmels zijn lege
buisjes van ongeveer 10 µm in diameter (Marchiafava et al. 1974), die willekeurig door de micro-
53

structuur heen lopen. Bacteriële foci, daarentegen, hebben een ligging die sterk met de microstructuur
verbonden is.
Bacteriën lossen het apatiet op met behulp van zure metabolieten (Balzer et al. 1997) en sommige
soorten (Clostridia) zijn in staat om collageen te verteren met specifieke enzymen (collagenases; Bond
& Van Wart 1984). Collageen in bot is alleen toegankelijk voor enzymen, zoals collagenases, als het
mineraal is opgelost (Collins et al. 1995). Bacteriële aantasting begint al snel post-mortem, de eerste
tekenen ervan zijn al na drie maanden aangetroffen (Bell et al. 1996).
Bacterieel verval wordt het meest aangetroffen in complete skeletten, wat erop duidt dat het al begint
tijdens de rotting van het lichaam (Jans et al. in prep). Dit betekent dat het milieu hier weinig invloed
op heeft (Mant 1987). Bacteriële degradatie kan worden voorkomen wanneer er giftige stoffen zoals
lood of koper aanwezig zijn (Janaway 1996), of wanneer er bijvoorbeeld door snelle verdroging
mummificatie optreedt.
Aantasting door schimmels (saprophyten) treedt op wanneer de omstandigheden daar gunstig voor
zijn; ze zijn niet gebonden aan een bepaald tijdstip in de degradatie. Saprophyten zijn afhankelijk van
de aanwezigheid van een bepaalde zuurstofconcentratie en water (20% vochtigheid). Anaërobe schimmels
zijn tot nu toe alleen aangetroffen in het spijsverteringsysteem van herkauwers (Carlile et al.
2001). Wanneer er goed bewaard bot aanwezig is en de omtandigheden gunstig zijn, zal er schimmelaantasting
ontstaan.
Figuur 23 Schematische weergave van de
verschillende types van microbiële aantasting
van bot met tunnelvorming: (1) Wedl
tunnels, veroorzaakt door schimmels; (2)
linear longitudinal, (3) budded en (4)
lamellate tunnels, veroorzaakt door bacteriën.
10.4.3 Chemische degradatie
Voor de chemische afbraak van collageen hebben Collins et al. (1995) een redelijk eenvoudig model
ontworpen. Dit model gaat uit van twee chemische processen, depolymerisatie en hydrolyse. Deze
processen zijn beide temperatuurafhankelijk, dus kan de potentiële conservering van collageen gerelateerd
worden aan de temperatuurgeschiedenis van een site (Collins et al. 1995). Dit model neemt
echter alleen chemische degradatie in overweging. Onder andere de infiltratie van humuszuren kan
deze chemische afbraak afremmen.
Verandering van de minerale component van het bot is in drie processen samen te vatten: a) neerslag
van vreemde mineralen in natuurlijke poriën en barsten, b) uitwisseling van ionen tussen de bodem en
de botmatrix en c) rekristallisatie en kristalmaturatie van het apatiet (Pate & Hutton 1988). De zuurgraad
speelt een belangrijke rol in de beschikbaarheid van de verschillende ionen voor uitwisseling.
Degradatie van collageen leidt tot rekristallisatie van het apatiet, waarschijnlijk omdat het collageen
de kristallen van het apatiet in hun vorm houdt (Pate et al. 1989). Bij een lage zuurgraad lost het apatiet
op, en ontstaan er brushietkristallen, die groter zijn. Door de volumeverandering treden er barsten
op, waardoor het bot fragiel wordt (Piepenbrink 1989; zie ook fig. 24). Hetzelfde geldt voor calcietkristallen.
Brushiet is makkelijk oplosbaar in water, waardoor het snel weer uit het bot kan verdwijnen,
wat tot toename van de breekbaarheid leidt.
54

10.5 Bodemmilieu
55
Figuur 24 Microfoto van een coupe van bot
(Rome, Romeinse tijd), waarbij te zien is dat
het bot op microscopisch niveau geheel gebarsten
is. Dit is waarschijnlijk veroorzaakt
door snelle chemische afbraak van het collageen.
Originele vergroting 125 ×.
Het is moeilijk om een specifieke relatie tussen bodemomstandigheden en botconservering aan te
tonen (Kars & Kars 2002). Twee algemene bodemcategorieën zijn vastgesteld; corrosieve en conserverende
bodems. Duidelijke corrosieve bodems zijn waterdoorlatend, zuur en/of zuurstofrijk. Bodems
waarin verwacht kan worden dat bot goed bewaard blijft, hebben vaak een hoog organische stof
gehalte, zijn zuurstofarm of hebben een redelijk hoge calciumconcentratie. In dit soort bodems wordt
toch regelmatig slecht bewaard bot aangetroffen, wat erop duidt dat andere processen een grote rol
spelen (Kars & Kars 2002).
Over het algemeen is bot dat in zandgrond wordt aangetroffen slecht geconserveerd. Belangrijk bij het
begrijpen van de degradatie in zandgond is dat deze bodems water niet vasthouden en er dus uitloging
optreedt (Grupe 1995). Dit leidt tot rekristallisatie van het apatiet, wat op zijn beurt weer leidt tot de
vorming van barsten, waardoor het bot fragieler wordt. Over het algemeen blijft er weinig collageen
bewaard, maar het is wel van goede kwaliteit (Grupe 1995). Oplossing wordt versneld in zandgronden
(Hedges & Millard1995).
10.5.1 Zuurgraad en fosfaatconcentratie
De zuurgraad (pH) van de bodem heeft een zekere invloed op de conservering van bot. In een zure
omgeving zal bot slechter bewaard blijven, zoals aangetoond is in, onder andere de studie van Gordon
en Buikstra (1981). Een lage zuurgraad in de bodem zal leiden tot demineralisatie en uiteindelijk tot
het verdwijnen van bot. Er is geen verband gevonden tussen zuurgraad en de conservering van de
microstructuur, waarschijnlijk omdat microorganismen actief kunnen zijn bij verschillende zuurgraden
(Child 1995b).
Een lage fosfaatconcentratie in de bodem zal tot demineralisatie leiden (Child 1995a). Hoewel calcium
in de bodem in zekere mate conserverend werkt, kan een hoge concentratie van calcium leiden
tot de vorming van calcietkristallen. Deze kristallen hebben een andere grootte dan apatiet en deze
volume-veranderingen leiden tot fragmentatie van het bot (Child 1995a, Laafar 1994, Piepenbrink
1989).
10.5.2 De rol van water
De rol van (grond)water in de conservering van bot is zeer groot. Niet alleen bepaalt het een groot
deel van de microbiële degradatie door de beschikbaarheid van water en zuurstof, maar het vormt ook
het medium waarin reacties kunnen plaatsvinden en waarin transport van stoffen plaatsvindt (Hedges
& Millard 1995). De mate waarin water door bot kan bewegen en dus een invloed kan uitoefenen is
afhankelijk van de porositeit van het bot en de doorlaatbaarheid van de bodem. Een bot wat door
microbiële aantasting poreuzer is geworden, zal dus kwetsbaarder zijn (Hedges & Millard 1995).
In een studie door Bocherens et al. (1997), waarbij bot uit een site op een rivieroever werd bekeken, is
aangetoond dat het bot uit de onder water gelegen delen significant beter bewaard was. Deze botten
bevatten een hoog gehalte aan humuszuren, zichtbaar als donkerbruine verkleuring, maar dat ook
aangetoond wordt door een gewijzigde C/N ratio van de organische fractie. Humuszuren vormen een

verontreiniging in bot waardoor bijvoorbeeld een 14 C datering kan afwijken (Van Klinken 1999), maar
ze hebben tevens een conserverende werking doordat ze de werking van collagenases kunnen remmen
(Nicholson 1996).
In zuurstofloze, vochtige omstandigheden in cultuurlagen rijk aan organische stof is een goede conservering
van bot te verwachten (Grupe et al. 1997, Van Klinken & Hedges 1995, Nicholson 1998).
Bacteriën en schimmels krijgen geen kans door gebrek aan zuurstof en de remmende werking van
humuszuren.
Er is vrij weinig bekend over degradatie in mariene context. Hierbij kan onderscheid gemaakt worden
tussen botmateriaal dat zich in de zee bevindt en botmateriaal dat zich ooit onder de zeespiegel
bevond. Uit onderzoek is gebleken dat in zeewater de organische component goed bewaard blijft,
maar dat de minerale component extra calcium bevat (door inwerking van het zoute zeewater?)
(Arnaud et al. 1978). Op microscopisch niveau wordt vaak microbiële beschadiging waargenomen,
waarschijnlijk veroorzaakt door blauwalgen of cyanobacterien (Ascenzi et al. 1984, Bell et al. 1991).
Een andere studie wees uit dat ook eencellige organismen als amoebae een rol zouden kunnen spelen
(Ascenzi et al. 1984). Een belangrijke kenmerk in de conservering van bot uit vindplaatsen die ooit in
aanraking zijn gekomen met de zee, is de aanwezigheid van pyriet. Pyriet is een verbinding van
zwavel en ijzer, die onder zuurstofloze en reducerende omstandigheden gevormd kan worden. Een
speciale vorm is framboïdaal pyriet, dat het resultaat is van de activiteiten van sulfaatreducerende
bacteriën (Turner-Walker 1998). Dit wordt vaak aangetroffen in de natuurlijke poriën van bot. Wanneer
pyriet echter in aanraking komt met zuurstof en water aanwezig is als reactiemedium (bijvoorbeeld
na opgraving of bij veranderingen in het milieu), kan er zwavelzuur ontstaan wat zeer schadelijk
is voor het bot (Turner-Walker 1998).
In veen wordt het organisch materiaal vaak zeer goed geconserveerd, terwijl het mineraal geheel
verloren gaat (Garland et al. 1987). In hoofdstuk 14 wordt een meer gedetailleerde beschrijving
gegeven van degradatie in veen.
10.6 Degradatiesnelheid
Over snelheid en moment van degradatie is relatief weinig bekend. Bacteriële aantasting gebeurt al
vroeg post mortem, de eerste veranderingen worden al binnen drie maanden post mortem aangetroffen
(Bell et al. 1996). Het is waarschijnlijk dat microbieel verval niet stopt tot het hele bot is aangetast
(Hedges et al. 1995). Aantasting door schimmels lijkt niet afhankelijk te zijn van een bepaald tijdstip,
maar wordt bepaald door de conditie van het bot en de omgevingsfactoren. Wanneer dit gebeurt, kan
er al binnen 20 jaar significante aantasting optreden (Kars & Kars 2002).
De chemische afbraak van collageen kan in een model worden samengevat en is voornamelijk afhankelijk
van de temperatuur van de omgeving (Collins et al. 1995). Met de “temperatuurleeftijd” van
het bot valt vrij nauwkeurig te voorspellen welke botten nog collageen zullen bevatten, mits het bot
niet is aangetast door andere processen.
10.7 Het behoud van bot in de bodem
Specifiek voor Nederland is de ingewikkelde en sterk gereguleerde waterhuishouding. Het verlagen
van het waterpeil bij (land)bouwactiviteiten zorgt ervoor dat zuurstof geïntroduceerd wordt, terwijl de
overgang naar een relatief droog milieu fysieke stress met zich meebrengt. Fysieke stress, zoals
ploegen en bouwactiviteiten (trillingen veroorzaakt door heien), kan leiden tot fragmentatie van bot,
zeker wanneer dat door andere processen al verzwakt is. Daarnaast kunnen factoren als temperatuurschommelingen
(vriezen/dooien) en schommelingen in het vochtgehalte barsten en fragmentatie veroorzaken
Dierlijk bot is over het algemeen door het ontbreken van bacteriële degradatie en het meestal gunstiger
bodemmilieu goed geconserveerd. Menselijk bot is meestal al door vroege microbiële degradatieprocessen
aangetast. Het percentage goed bewaard gebleven menselijk materiaal varieert per onderzoek
tussen de 10 en de 20%. De rest van het materiaal is veelal door microorganismen aangetast.
56

Hoewel het bot hierdoor niet meer geschikt is voor moleculair biologisch onderzoek en gevoeliger is
voor verdere degradatieprocessen, is het effect van microbiële degradatie op de macroscopische
conservering niet groot, en zijn de standaard fysisch antropologische onderzoeken goed mogelijk.. Al
deze factoren bedreigen de conservering van bot. Schade aan bot kan natuurlijk niet hersteld worden,
maar wanneer de milieu-omstandigheden gestabiliseerd worden, kan verdere degradatie wel
voorkomen worden (Garland et al. 1988) en blijft de conserveringstoestand van het bot stabiel.
Bot is een composiet materiaal bestaand uit een organische en anorganische fractie die beide een
eigen gevoeligheid hebben voor veranderende bodemparameters. Hierdoor is bot een zeer geschikte
indicator van degradatie op een site en er is vrij veel onderzoek gedaan naar de degradatie van bot,
waardoor veel processen bekend zijn en analysemethoden uitvoerig beschreven zijn. De combinatie
van deze kennis van het vervalgedrag van bot met de beschikbaarheid van vrij eenvoudige analysetechnieken
om eventuele degradatie vast te stellen, maakt dat bot waar mogelijk opgenomen moet
worden in een monitoringsprogramma van te behouden vindplaatsen.
Literatuur
Arnaud G, S Arnaud, A Ascenzi, E Bonucci & G Graziani 1978: On the problem of the preservation of human
bone in sea water. Journal of Human Evolution 7, 409-20.
Ascenzi A & G Silvestrini 1984: Bone-boring marine micro-organisms: an experimental investigation. Journal
of Human Evolution 13, 531-6.
Balzer, A, G Gleixner, G Grupe, H-L Schmidt, S Schramm & S Turban-Just 1997: In vitro decomposition of
bone collagen by soil bacteria: the implications for stable isotope analysis in archaeometry. Archaeometry;
39, 415-29.
Behrensmeyer AK & AP Hill (eds.) 1980: Fossils in The Making: Vertebrate Taphonomy and Paleoecology.
University of Chicago Press, Chicago.
Bell LS, 1990: Paleopathology and diagenesis; a SEM evaluation of structural changes using backscattered
electron imaging. Journal of Archaeological Science 17, 85-102.
Bell LS, A Boyde & SJ Jones 1991: Diagenetic alteration to teeth in situ illustrated by backscattered electron
imaging. Scanning 13, 173-83.
Bell LS, MF Skinner & SJ Jones 1996: The speed of post mortem change to the human skeleton and its
taphonomic significance. Forensic Science International 82,129-40.
Bigi A, E Foresti, R Gregorini, A Ripamonti, N Roveri & JS Shah 1992: The role of magnesium on the structure
of biological apatites. Calcified Tissue International 50, 439-44.
*Bocherens H., A Tresset, F Wiedemann, F Giligny, F Lafage, Y Lanchon & A Mariotti 1997: Diagenetic
evolution of mammal bones in two french neolithic sites. Bulletin de la Société Géologique de France 168,
555-64.
Bond MD & HE Van Wart 1984: Characterisation of the individual collagenases from Clostridium histolyticum.
Biochemistry 23, 3085-91.
Carlile MJ, SC Watkinson & GW Gooday (2001: The fungi. Academic Press, London.
Child AM, 1995: Towards an understanding of the microbial decomposition of archaeological bone in the burial
environment. Journal of Archaeological Science 22, 165-74.
*Child AM, 1995: Microbial taphonomy of archaeological bone. Studies in Conservation 40, 19-30.
*Collins MJ, MS Riley, AM Child & G Turner-Walker 1995: A basic mathematical model for the chemical
degradation of ancient collagen. Journal of Archaeological Science 22, 175-83.
Colson IB, JF Bailey, M Vercauteren, BC Sykes & EM Hedges 1997: The preservation of ancient DNA and
bone diagenesis. Ancient Biomolecules 12, 109-17.
Garland AN, J Denton, NP Chandler & AJ Freemont 1987: Anatomical, radiological and histological
investigations of Worsley man. Acta Anatomica 130, 35.
*Garland AN, RC Janaway & CA Roberts 1988: A study of the decay processes of human skeletal remains from
the parish church of the Holy Trinity, Rothwell, Northamptonshire. Oxford Journal of Archaeology 7, 235-
52.
*Gordon CC & JE Buikstra 1981: Soil pH, bone preservation, and sampling bias at mortuary sites. American
Antiquity 46, 566-71.
Grupe G 1995: Preservation of collagen in bone from dry, sandy soil. Journal of Archaeological Science 22,
193-9.
Grupe G, E-M Schmid & J Soika 1997: Identification of medieval human soft tissue remains in an advanced
state of decomposition. Biotechnic & Histochemistry 72, 135-40.
Hackett CJ, 1981: Microscopical focal destruction (tunnels) in exhumed human bones. Medicine Science and
Law 21, 243-65.
57

*Hedges REM & AR Millard 1995: Bones and ground water: towards the modelling of diagenetic processes.
Journal of Archaeological Science 22, 155-64.
*Hedges REM, AR Millard & AWG Pike 1995: Measurements and relationships of diagenetic alteration of
bone from three archaeological sites. Journal of Archaeological Science 22, 201-9.
Janaway RC 1996: The decay of human remains and their associated materials. In: Hunter J, C Roberts & A
Martin, Studies in crime: an introduction to forensic archaeology, Routledge, London.
Jans MME, H Kars, CM Nielsen-Marsh, CI Smith, AG Nord, P Arthur & N Earl 2002: In situ preservation of
archaeological bone. A histological study within a multidisciplinary approach. Archaeometry 44, 343-52.
Jans MME, CM Nielsen-Marsh, CI Smith, MJ Collins, H Kars (in prep) Characterisation of microbial attack on
archaeological bone.
Junqueira LC, J Carneiro & RO Kelley 1993: Functionele histologie. Wetenschappelijke Uitgeverij Bunge,
Utrecht.
*Kars EAK & H Kars 2002: The degradation of bone as an indicator for the deterioration of the European
archaeological property. Final Report. Rijksdienst voor het Oudheidkundig Bodemonderzoek, Amersfoort;
Europese Commissie, Brussel (ISBN 90-5799-029-6).
Laafar S, 1994: L'apport de la microscopie optique a l'étude des ossements de milieu karstique. In: Patou-Mathis
(Ed) Outillage peu élaboré en os et bois de cervides IV, 6è table ronde Taphonomie, Éditions du Cédarc,
Treignes.
Mant AK, 1987: Knowledge from post-War exhumations. In: Bodington A, AN Garland & RC Janaway (Eds.)
Death, decay and reconstruction. Approaches to archaeology and forensic science. Eds:. Manchester
University Press, Manchester.
Marchiafava V, E Bonucci & A Ascenzi 1974: Fungal osteoclasia: a model of dead bone resorption. Calcified
Tissue Research 14: 195-210.
Nicholson RA, 1996: Bone degradation, burial medium and species representation: debunking the myths, an
experiment-based approach. Journal of Archaeological Science 23: 513-34.
Nicholson RA, 1998: Bone degradation in a compost heap. Journal of Archaeological Science 25, 393-403.
Nielsen-Marsh CM & REM Hedges 1999: Bone porosity and the use of mercury porosity as a probe of pore
connectivity. Archaeometry 41, 165-74.
Pate FD, JT Hutton 1988: The use of soil chemistry data to address post-mortem diagenesis in bone mineral.
Journal of Archaeological Science 15, 729-39.
Pate FD, JT Hutton & K Norrish 1989: Ionic exchange between soil solution and bone: toward a predictive
model. Applied Geochemistry 4, 241-51.
Piepenbrink H, 1989: Examples of chemical changes during fossilisation. Applied Geochemistry 4, 273-80.
Schoeninger MJ, KM Moore, ML Murray & JD Kingston 1989: Detection of bone preservation in archaeological
and fossil samples. Applied Geochemistry 4, 281-92.
Stiner MC, SL Kuhn, S Weiner & O Bar-Yosef 1995: Differential burning, recrystallization, and fragmentation
of archaeological bone. Journal of Archaeological Science 22, 223-37.
Turner-Walker G, 1998: The West Runton fossil elephant: a pre-conservation evaluation of its condition,
chemistry and burial environment. The Conservator 22, 26-35.
Turner-Walker G, CM Nielsen-Marsh, U Syversen, H Kars & MJ Collins 2002: Sub-micron spongiform
porosity is the major ultra-structural alteration occurring in archaeological bone. International Journal of
Osteoarchaeology 12, 407-14.
Van Klinken GJ, 1999: Bone collagen quality indicators for paleodietary and radiocarbon measurements.
Journal of Archaeological Science 216, 687-95.
Van Klinken GJ & REM Hedges 1995: Experiments on collagen-humic interactions: speed of humic uptake,
and effects of diverse chemical treatments, Journal of Archaeological Science 22, 263-70.
Von Endt DW & DJ Ortner 1984: Experimental effects of bone size and temperature on bone diagenesis.
Journal of Archaeological Science 11, 247-53.
Weiner S & O Bar-Yosef 1990: State of preservation of bones from prehistoric sites in the Near-East: a survey.
Journal of Archaeological Science 17, 187-98.
Willey P, A Galloway & L Snyder 1997: Bone mineral density and survival of elements and element portions in
the bones of the Crow Creek massacre victims. American Journal of Physical Anthropology 104, 513-28.
58

11 Leer
11.1 Samenstelling en structuur van leer
Een verse huid, waaruit leer wordt gemaakt, bestaat uit drie lagen: de buitenste huidlaag of epidermis,
de middelste laag of corium en de onderste laag bestaand uit bindweefsel.
Chemisch gezien bestaat huid voor 30-35% uit water. De droge stof bestaat voor maximaal 95% uit de
eiwitten collageen, elastine en keratine. Daarnaast bevatten huiden een variërende hoeveelheid vet. Zo
bevat runderhuid 0,5 tot 2% vet, geitenhuid 3-10%, schapenhuid tot 30% en varkenshuid zelfs nog
meer. Van de verschillende eiwitten en het vet waaruit huid bestaat is alleen collageen geschikt om te
looien (Stambolov 1969).
59
Figuur 25 Deze leren schoen uit Monnickendam is na de
opgraving geconserveerd, zodat deze ook in de zuurstofrijke
atmosfeer behouden blijft (foto ROB Amersfoort).
Omdat alleen de middelste laag (corium) van de huid voor het overgrote deel uit collageen bestaat,
worden de epidermis en het bindweefsel verwijderd. Het resterende corium wordt in een aantal
stappen klaargemaakt voor het looien. Er zijn vier fundamenteel verschillende methodes om leer te
looien, die hieronder kort besproken worden.
1. Plantaardige looiing. Bij het plantaardig looien wordt de huid gelooid door deze te dompelen in
een bad met tannine-houdend water. Het collageen reageert met de tannine en er ontstaat leer. De
tannine kan verkregen worden uit verschillende plantaardige materialen, bijvoorbeeld eikenbast,
galbulten, kastanje of mangrove.
2. Aldehyde looiing met behulp van rook. Roken looit een huid in beperkte mate. De looiende
werking ontstaat door formaldehyde in de rook. Tegenwoordig wordt formaldehyde ook direct
toegepast om te looien.
3. Minerale looiing. Looien met behulp van anorganische verbindingen bestaat van oorsprong uit het
bewerken van huiden met aluminiumzouten. Deze vorm van looien wordt ook wel ‘tawing’
genoemd. Sinds de 19 e eeuw worden huiden ook gelooid met chroomzouten.

4. Olie looiing. Voor het bewerken van leer met olie worden bijvoorbeeld kabeljauwolie of dierenhersenen
gebruikt. Deze vorm van huidbewerking, ook wel ‘chamoising’ genoemd (Forbes 1957,
Stambolov 1969), is in feite geen looiing.
11.2 Degradatie van leer
11.2.1 Duurzaamheid van bewerkte huiden in water
De verschillende manieren waarop huiden bewerkt kunnen worden, geven elk een duurzaam product,
maar van verschillende kwaliteit. Voor wat de conservering in de bodem betreft, is met name het
gedrag van leer in water van belang. Zo zijn huiden die bewerkt zijn met olie en/of rook in een milieu
met water veel minder stabiel dan plantaardig gelooid leer (Groenman-van Waateringe et al. 1999).
Volgens Forbes (1957) zijn alleen plantaardig en mineraal gelooid leer bestand tegen langdurig onderdompelen
in water: het looien is irreversibel. Echter, Stambolov (1969), Calnan & Haines (1991) en
Cronyn (2001) zeggen dat met aluminiumzout bewerkte huiden niet tegen de langdurige invloed van
water bestand zijn. Minerale looiing kan dus wel degelijk reversibel zijn. Slechts één variant van
minerale looiing, het looien met chroom, dat sinds de 19 e eeuw in gebruik is, is irreversibel. Dit
betekent dat van de bewerkte huiden van voor de 19 e eeuw, uiteindelijk alleen plantaardig gelooid leer
duurzaam bestand is tegen water.
11.2.2 Milieus waarin leer is gevonden
Om tot een goede beschrijving te komen van milieus die gunstig zijn voor het behoud van leer is het
zinvol te inventariseren onder welke omstandigheden er leer is gevonden.
Leren voorwerpen die dateren uit de Romeinse tijd en later worden regelmatig gevonden in waterverzadigde
milieus zonder zuurstof. Leren voorwerpen uit de prehistorie echter zijn zeer zeldzaam.
(Groenman-van Waateringe et al. 1999). Hoewel als informatiebron enigszins verouderd (Forbes
1957) is in West-Europa alleen prehistorisch leer gevonden in:
− de moerassen in Noord-Duitsland en Scandinavië, maar sindsdien ook in ons land(Groenman-van
Waateringe et al. 1999),
− Bronstijdgrafheuvels met eiken boomstamkisten,
− Bronstijdgraven waar leer is gebruikt om metalen voorwerpen te beschermen,
− zoutmijnen in de Alpen.
In 1991 is bovendien leer gevonden bij de vondst van de Bronstijd “ijsman” in de Alpen in Noord-
Italië (Höpfel et al. 1992).
Op het eerste gezicht blijft het lastig te ontdekken welke milieus gunstig zijn voor het behoud van
leer. Het is daarom van belang ook het proces waarmee de oorspronkelijke huiden zijn bewerkt er bij
te betrekken. Leer dat dateert uit de Romeinse tijd en later is in het algemeen plantaardig gelooid leer.
Het leer uit de veengebieden in noordwest Europa en uit de boomstamkisten in grafheuvels uit de
Bronstijd is waarschijnlijk secundair plantaardig gelooid door het milieu waarin het lag. Zowel veen
als eiken bevatten looiende tannines (Groenman-van Waateringe et al. 1999). De eerste overeenkomst
tussen deze drie groepen is dus dat het gaat om plantaardig gelooid leer. De tweede overeenkomst is
dat alle leer is bewaard onder (bijna) zuurstofloze omstandigheden. De zuurstofloosheid van de waterverzadigde
bodems en venen spreekt voor zich. Dat ook het binnenste deel van een Bronstijdgrafheuvel
(bijna) zuurstofloos is, is aannemelijk gemaakt door Breuning-Madsen et al. (2001).
Het leer uit de Bronstijdgraven in combinatie met metalen voorwerpen kan bewaard blijven door de
anti-microbiële werking van koper (Poplin 1992). Het leer uit de zoutmijnen in de Alpen is waarschijnlijk
bewaard door de anti microbiële werking van de hoge concentraties zout (Barber 1991). Het
leer van de ijsman is bewaard doordat het in de natuur is gevriesdroogd (Groenman-van Waateringe et
al. 1999). Van het laatste leer laten Groenman-van Waateringe et al. (1999) zien dat het waarschijnlijk
met olie en rook bewerkte huiden betreft. De bewerkingsvorm van het leer uit de Bronstijdgraven en
de zoutmijnen in de Alpen is onduidelijk, maar gezien de periode waaruit ze dateren zijn ze waarschijnlijk
niet plantaardig gelooid. De overeenkomst tussen de laatste drie leervondsten is dus dat ze
60

onder uitzonderlijke omstandigheden bewaard zijn gebleven door, respectievelijk de anti-microbiële
werking van koper, de aanwezigheid van zout of vriesdrogen.
11.2.3 De zuurgraad van het milieu
De zuurgraad van het milieu wordt vaak genoemd als een belangrijke factor bij de conservering van
leer in de bodem. Stambolov (1969) geeft aan dat de afbraak van plantaardig gelooid leer minimaal is
wanneer de zuurgraad van de omgeving ligt tussen pH is 3 en pH is 6. Ook Chahine (1992) geeft aan
dat een licht zuur bodemmilieu het beste is voor het behoud van leer. Cronyn (2001) stelt dat plantaardig
gelooid leer ook in een waterverzadigde bodem zonder zuurstof altijd enigszins degradeert,
vooral onder basische omstandigheden.. In Overton zijn in de jaren ’60 leermonsters begraven in een
veenbodem en in een kalkrijke bodem. In 1992 is een deel van de monsters opgegraven en onderzocht.
Alhoewel de monsters in de kalkrijke bodem iets slechter geconserveerd lijken, dan de
monsters in het zure veen, blijken alle monsters goed geconserveerd te zijn (Edwards 1996).
Groenman-van Waateringe et al. (1999) benadrukken dat er veel goede leervondsten zijn gedaan in
basische klei afzettingen. Hiermee geven zij aan dat leer ook in een basisch milieu prima bewaard kan
blijven.
11.3 Het behoud van leer in de bodem
De omstandigheden in de bodem waaronder leer behouden blijft hangen af van de manier waarop de
oorspronkelijke huid is bewerkt. Huiden die zijn bewerkt met olie of rook blijven alleen behouden
onder zeer droge of zeer koude omstandigheden (Cronyn 2001), of wanneer het leer wordt beschermd
door de anti-microbiële werking van metalen als koper (Poplin 1992). Plantaardig gelooid leer is
duurzamer en kan naast de eerder genoemde omstandigheden ook onder (bijna) zuurstofloze omstandigheden
in de bodem behouden blijven (Cronyn 2001, Chahine 1992). Hiervan profiteert ook
secundair plantaardig gelooid leer, zoals (bewerkte) huiden in veen of eikenhouten boomstamkisten.
Deze milieus bevatten looistoffen die zorgen voor de secundaire looiing (Groenman-van Waateringe
et al. 1999) Onder natte of waterverzadigde omstandigheden degradeert plantaardig gelooid leer altijd
enigszins doordat tannine uitspoelt (Cronyn 2001, Stambolov 1969). Deze lichte degradatie wordt
bevorderd door een basisch milieu, een waterdoorlatende bodem (Stambolov 1969) en de aanwezigheid
van calciumionen die tannine kunnen binden waardoor de tannine uit het milieu, en uiteindelijk
ook uit het leer, verdwijnt (Stambolov 1989).
Met olie of rook bewerkte huiden kunnen in de Nederlandse bodem alleen bewaard blijven in veen of
wanneer het leer contact maakt met een metalen (koperen) voorwerp.
Plantaardig gelooid leer kan in de Nederlandse bodem wel goed bewaard blijven wanneer het milieu
dus bijna zuurstofloos is. Een dergelijk milieu kan optreden wanneer het leer permanent onder de
grondwaterspiegel ligt, maar ook wanneer het leer is ingebed in klei. De kansen op een goede conservering
zijn bovendien maximaal wanneer de bodem licht zuur is, de bodem slecht waterdoorlatend is
en er geen calciumionen in het milieu beschikbaar zijn.
Wanneer op een vindplaats is vastgesteld dat leer in een goede conditie aanwezig is en dat bovendien,
binnen de context van de vindplaats, zeer relevant is voor huidige en toekomstige archeologische
vraagstellingen, zullen de parameters waar-onder dit leer behouden is goed gestabiliseerd en gehandhaafd
moeten worden. Kleine ingrepen kunnen reeds irreversibele reakties teweeg brengen. Monitoring
van de vindplaats door het volgen van de zuurgraad en de hoeveelheid zuurstof is daarbij van
essentieeel belang.
Literatuur
Barber EJW, 1991: Prehistoric textiles. Princeton, New Jersey: Princeton University Press.
Breuning-Madsen H, MK Holst & M Rasmussen 2001: The Chemical Environment in a Burial Mound Shortly
after Construction - An Archaeological-Pedological Experiment. Journal of Archaeological Science 28,
691-7.
61

Calnan C & B Haines (eds.) 1991: Leather: Its Composition and Changes with Time. Northampton: The Leather
Conservation Center.
Chahine C, 1992: Le Cuir: Deterioration et Conservation. In: Autour du Cuir. Compte-rendu des rencontres
archeologiques de guiry 5-6 avril 1991. Guiry-en-Vexin: Musée Archéologique Départemental du Val
d'Oise, p. 79-88.
Cronyn JM, 2001: The deterioration of organic materials. In:: Brothwell DR, AM Pollard (eds.). Handbook of
Archaeological Sciences. Wiley Interscience, p. 627-36.
Edwards G, 1996: Buried materials from the Overton 1992 section. Leather samples. In: Bell M, PJ Fowler, SW
Hillson. The experimental earthwork project 1960-1992. CBA Research Report 100. Walmgate, York, p.
176-7.
Forbes RJ, 1957: Studies in ancient technology, volume V. Leiden: E.J. Brill.
Groenman-van Waateringe W, M Kilian & H van Londen 1999: The curing of hides and skins in European
prehistory. Antiquity 73 884-90.
Höpfel F, W Platzer & K Spindler (eds.) 1992: Der Mann im Eis I. Veröffentlichungen der Universität Innsbruck
187. Innsbruck: Eigenverlag der Universität Innsbruck.
Poplin F, 1992: Des Cuirs de l'Age du Bronze Conservés par le Cuivre. In: Autour du Cuir. Compte-rendu des
rencontres archeologiques de guiry 5-6 avril 1991. Guiry-en-Vexin: Musée Archéologique Départemental
du Val d'Oise, p. 97-102.
Stambolov T, 1969: Manufacture, deterioration and preservation of leather. A Literature survey of theoretical
aspects and ancient techniques. Amsterdam: Central Research Laboratory for Objects of Art and Science.
Stambolov T, 1989: Environmental influences on the weathering of leather. In: Schmitzer W, J Göpfrich (eds.).
ICOM Arbeitsgruppe, Leathercraft and related objects, Internationale Leder- und Pergamenttagung vom 8.
Mai bis 12. Mai 1989. Offenbach am Main: Deutches Schuh- und Ledermuseum, p. 1-5
62

12 Textiel
12.1 Aard van het materiaal; de vier belangrijkste vezels
Een goede definitie van textiel wordt gegeven door Barber (1991), die is vrij vertaald: “Grote, dunne
lagen materiaal, gemaakt van vezels, flexibel genoeg om te gebruiken als bedekking van mensen en
dingen. Het woord textiel komt van het Latijnse ‘texere’ is ‘weven’. Echter, ook niet geweefde, uit
vezels gemaakte materialen, die als bedekking van mensen en dingen worden gebruikt, vallen onder
de naam textiel. Matten en manden, die stijf zijn en een vaste vorm hebben, vallen er niet onder. Naast
de vaste vorm, verschillen deze ook van textiel in het gebruik, de techniek waarmee ze worden
gemaakt en het materiaal waarvan ze worden gemaakt.
Archeologisch textiel kan in twee hoofdgroepen worden ingedeeld: textiel van plantaardige vezels en
textiel van dierlijke vezels. Plantaardige vezels bestaan voor het grootste deel uit cellulose. Dierlijke
vezels zijn opgebouwd uit eiwitten (proteïnen); zie Cronyn (2001). Vaak worden de vezels waaruit
textiel wordt gemaakt onderverdeeld in vier groepen (Janaway 1985, Florian 1987):
− plantaardige zaadhaarvezels (“pluis”), die grotendeels uit cellulose bestaan (bijvoorbeeld katoen),
− plantaardige bast- of stengelvezels die bestaan uit cellulose en lignine (zoals linnen),
− dierlijke haarvezels die voornamelijk bestaan uit het eiwit keratine (bijvoorbeeld wol),
− zijde (het materiaal van de cocon van rupsen), dat bestaat uit de eiwitten fibroine en sericine.
In dit hoofdstuk worden de vezels katoen, linnen, wol en zijde besproken. Deze vier vezelsoorten vertegenwoordigen
het overgrote deel van het archeologische textiel. Uitgebreidere overzichten van ook
de zeldzamere vezels, zoals jute, sisal en kamelenhaar, die voor archeologisch (en ook modern) textiel
zijn gebruikt, worden gegeven in Florian (1987, p. 30) en in Tímár-Balázsy en Eastop (1998, p. 4).
12.2 De structuur van vezels
63
Figuur 26 Een zeldzaam goed behouden opgerolde
lampenpit uit Romeinse context te Nijmegen (foto
ROB, Amersfoort).
In chemische termen zijn vezels opgebouwd uit polymeren. Een polymeer is een molecuul dat is
samengesteld uit een serie gelijkvormige kleinere moleculen. Hierdoor is een polymeermolecuul in
het algemeen langgerekt. Het aantal moleculen waaruit één polymeermolecuul is opgebouwd wordt de
polymerisatiegraad genoemd. Ondanks de langgerekte structuur vormt één polymeermolecuul in het
algemeen nog geen vezel. Bij de opbouw van vezels worden de losse polymeren weer gerangschikt tot
een nog langere structuur, de vezels. Deze vezels kunnen op twee verschillende manieren zijn
opgebouwd. De ene is dat delen van de polymeren strikt gerangschikt zijn en een zeer regelmatige
structuur vormen. Door deze regelmatige rangschikking worden deze delen kristallijn genoemd, maar

het zijn geen echte kristallen. De andere is dat delen van de polymeren amorf zijn en niet regelmatig
zijn gerangschikt. In het kristallijne deel van een polymeer is de bewegingsvrijheid van de polymeermoleculen
beperkt; hierdoor onstaan onbuigzame en stijve vezels, maar deze zijn mechanisch wel
sterker. In het amorfe deel van een polymeer kunnen de polymeermoleculen vrijer bewegen, waardoor
de vezels die hieruit zijn opgebouwd meer flexibel en elastisch zijn.
Door de flexibiliteit van de amorfe delen van een vezel zijn de amorfe delen relatief makkelijk toegankelijk
voor water, zuren, basen, enzymen en andere stoffen die tot de aantasting van een vezel
kunnen leiden. Dit betekent dat minder kristallijne vezels in het algemeen gevoeliger voor degradatie
zijn dan gelijksoortige, meer kristallijne vezels. Overigens kunnen na verloop van tijd ook de kristallijne
delen van een vezel worden aangetast. Vanwege het verschil in degradatiesnelheid van de amorfe
en de kristallijne delen is de kristalliniteit van een vezel (uitgedrukt als een percentage) een belangrijk
kenmerk (Tímár-Balázsy & Eastop 1998).
12.2.1 De samenstelling en structuur van katoen en linnen
De plantaardige vezel katoen bevat in de ruwe vorm 88% tot 96% cellulose. Na bewerking en klaar
voor gebruik in textiel bestaat katoen voor 99% uit cellulose. De polymerisatiegraad van katoencellulose
is ongeveer 10.000 eenheden en de kristalliniteit van de cellulose is ongeveer 70%.
De samenstelling van linnen is meer variabel. Linnen bestaat voor zo’n 90% uit cellulose en bevat
verder variërende hoeveelheden hemicellulose, pectine en lignine. De polymerisatiegraad van linnen
cellulose is ongeveer 11.000 eenheden, de kristalliniteit is ongeveer 90%. Als gevolg van de structuurverschillen
tussen het katoen- en linnencellulose, is linnen steviger, maar ook minder rekbaar dan
katoen (Jakes & Sibley 1983). De variërende hoeveelheden hemicellulose, pectine en vooral lignine
hebben voornamelijk effect op de degradatie eigenschappen van linnen (Tímár-Balázsy & Eastop
1998). Deze effecten worden besproken in paragraaf 12.3.
12.2.2 De samenstelling en structuur van wol en zijde
Wol en zijde zijn beide dierlijke vezels die bestaan uit eiwitten. Eiwitten zijn polymeren die zijn opgebouwd
uit aminozuren. Er bestaan 20 verschillende aminozuren, elk met verschillende eigenschappen.
Het aantal aminozuren, de soort aminozuren en de volgorde waarin de aminozuren in een eiwit
voorkomen bepalen de structuur en dus ook de eigenschappen van een eiwit (Sibley & Jakes 1984,
Tímár-Balázsy & Eastop 1998). De structuur van een eiwit wordt in stand gehouden door diverse
soorten bindingen tussen de aminozuren:
− Peptidebindingen: verbindingen tussen de aminozuren in de polymeerketen. Wanneer de peptide-
bindingen worden verbroken, valt het eiwit in de losse aminozuren uiteen.
− Van derWaals krachten, dipool-dipoolbindingen, waterstofbruggen en zoutbindingen: zwakkere,
maar wel belangrijke bindingen waardoor de polymeerketen in de juiste vorm blijft en die verschillende
polymeerketens bij elkaar houden. Wanneer deze bindingen worden verbroken wordt
de structuur van het eiwit aangetast.
− Zwavelbruggen: sterke verbindingen die ook bijdragen aan het bij elkaar houden van verschillende
polymeerketens en de juiste vorm van het eiwit. Zwavelbruggen komen niet in alle eiwitten
voor (Sibley & Jakes 1984, Tímár-Balázsy & Eastop 1998).
De zoutbindingen binnen een eiwit kunnen alleen bestaan wanneer de zuurgraad van het milieu
binnen het zgn. iso-elektrisch gebied van het betreffende eiwit valt. Voor keratine (wol) loopt het isoelektrisch
gebied van pH is 5 tot pH is 7, voor fibroine (zijde) van pH 3 - 7 (Tímár-Balázsy & Eastop
1998). De zwavelbruggen bestaan alleen wanneer het aminozuur cystine, dat zwavel bevat, in
voldoende mate in een eiwit voorkomt. In fibroine (zijde) komt cystine niet voor, in keratine (wol)
juist in ruime mate (Sibley & Jakes 1984, Tímár-Balázsy & Eastop 1998).
Wol is opgebouwd uit het eiwit keratine. De polymerisatiegraad varieert van 10.000 tot 60.000, afhankelijk
van de soort wol en de behandeling ervan. De kristalliniteit van keratine in wol is ongeveer
30%. Het kristallijne deel van de keratine vormt protofibrillen; elf protofibrillen vormen een microfibril;
een aantal microfibrillen tot slot vormt de macrofibrillen van wol. Het amorfe deel van de
64

keratine vormt de verbindingen tussen de micro- en macrofibrillen. Het merendeel van de cystine (en
dus de zwavelbruggen) komt voor in het amorfe deel van de wol (Tímár-Balázsy & Eastop 1998).
Zijde bestaat uit de eiwitten fibroine en sericine. De zijderups scheidt twee vezels van fibroine uit, die
aan elkaar geplakt worden door het eiwit sericine. Voordat de zijde voor textiel wordt gebruikt, wordt
de sericine verwijderd en wordt de fibroine gescheiden in twee vezels. De polymerisatiegraad van
fibroine varieert van 300 tot 3.000, afhankelijk van het type zijde (Tímár-Balázsy & Eastop 1998).
Fibroine is voornamelijk opgebouwd uit drie kleine aminozuren. Hierdoor kan het eiwit een regelmatige
vorm aannemen waardoor de kristalliniteit hoger is dan die van keratine. De kristalliniteit van
fibroine in zijde is ongeveer 60% (Sibley & Jakes 1984).
12.3 De degradatie van textielvezels
Alle archeologische textielvezels kunnen door micro-organismen worden aangetast (Janaway 1985,
Gillard et al. 1994). Normaal gesproken verdwijnt het textiel hierdoor snel (Chen et al. 1998, Cronyn
2001). Katoen en wol bijvoorbeeld kunnen in een vochtige, biologisch actieve bodem bij 20 °C al na
drie weken uit elkaar vallen (Gillard et al. 1994, Peacock 1996b). Warmte en vocht versnellen de
afbraak (Sibley & Jakes 1984). Alleen wanneer de groei van micro-organismen in een bepaald milieu
wordt gehinderd kan textiel overleven (Sibley & Jakes 1984, Cronyn 2001). Dergelijke milieus zijn
bijvoorbeeld de Deense venen, de bodems van meren in Zwitserland, de woestijn van Egypte, de
zoutmijnen bij Salzburg en de vrieskou in Pazyryk. Ook kan textiel bewaard blijven doordat het is
verkoold of door de aanwezigheid van bepaalde metalen die de groei van micro-organismen verhinderen
(Barber 1991). Over de wijze waarop het textiel door micro-organismen wordt afgebroken is
weinig bekend (Cronyn 2001, zie ook Peacock 1996a). Uit de genoemde voorbeelden van milieus
waarin textiel goed geconserveerd blijft, blijkt dat de activiteit van micro-organismen wordt afgeremd
door de afwezigheid van zuurstof, afwezigheid van vocht door droogte of zout en/of de nabije aanwezigheid
van giftige metalen zoals koper.
Opvallend is dat op sommige plaatsen alleen wol wordt gevonden, terwijl overduidelijk is dat er nog
een tweede vezel in de stof is gebruikt. Ook zijn er voorbeelden van linnen dat is bewaard met daarin
de gaatjes waardoor hoogstwaarschijnlijk wollen draden hebben gelopen (Barber 1991). Blijkbaar
leidt de afwezigheid van micro-organismen (zoals blijkt uit het behoud van enig textiel) niet automatisch
tot het behoud van alle textiel. Naast micro-organismen spelen ook chemische invloeden een
rol in de afbraak van textiel.
Onder zuurstofloze omstandigheden blijft cellulose alleen bewaard in een basisch milieu. Linnen is
bijvoorbeeld bewaard gebleven in de zuurstofloze bodems van Zwitserse meren, waar de pH hoog is.
Tegelijkertijd worden er geen cellulosevezels gevonden in het ook zuurstofloze, maar zure water in
veengebieden (Barber 1991). De gevoeligheid van cellulose voor zuur kan worden verklaard uit de
chemische samenstelling van cellulose. Het polymeer cellulose is opgebouwd uit 10.000 tot 11.000
eenheden cellobiose. De binding tussen elk van de eenheden kan worden verbroken door de inwerking
van zuur (Jakes & Sibley 1983, Gillard et al. 1994, Tímár-Balázsy & Eastop 1998). Normaal gesproken
is cellulose ongevoelig voor basen. Echter, wanneer de cellulose eerst onder invloed van licht is
geoxideerd (onvermijdelijk wanneer het textiel langdurig is gebruikt), is het ook gevoelig voor de
inwerking van basen (Tímár-Balázsy & Eastop 1998). Wanneer cellulose onder zuurstofloze omstandigheden
bij een hoge pH is bewaard, is het zeer belangrijk dat de zuurstofloosheid gehandhaafd
blijft. Bij een hoge pH is cellulose namelijk extra gevoelig voor oxidatie, en na oxidatie is cellulose
weer gevoelig voor de inwerking van basen (Jakes & Sibley 1983).
Er bestaan enkele verschillen tussen de cellulosevezels van katoen en linnen. Linnen heeft een hogere
polymerisatiegraad dan katoen en een grotere kristalliniteit. Bovendien bevat linnen, naast cellulose,
onder andere lignine. Het effect van de hogere polymerisatiegraad en grotere kristalliniteit is dat zuren
(en ook basen) minder snel effect hebben op linnen dan op katoen (Jakes & Sibley 1983). De aanwezigheid
van lignine in linnen heeft een dubbele werking. Lignine stoot water sterk af, waardoor de
65

inwerking van verschillende stoffen lang wordt tegengehouden. Ook wordt de activiteit van microorganismen
beperkt door het ontbreken van water. Beide effecten leiden ertoe dat de aanwezigheid
van lignine de afbraak van de vezels remt. Tegelijkertijd maakt lignine de vezels extra gevoelig voor
oxidatie onder invloed van licht. Jute bijvoorbeeld bevat 12% lignine en degradeert daardoor gemakkelijk
door licht (Tímár-Balázsy & Eastop 1998). De genoemde drie verschillen tussen katoen en linnen
(polymerisatiegraad, kristalliniteit en geen/wel lignine) leiden ertoe dat linnen langzamer degradeert
dan katoen, en dus vaker bewaard blijft (Jakes & Sibley 1983, Tímár-Balázsy & Eastop 1998).
In tegenstelling tot cellulosevezels worden keratinevezels (wol) onder zuurstofloze omstandigheden
juist beter geconserveerd bij een lage pH (zuur milieu) dan bij een hoge pH. Barber (1991) noemt een
voorbeeld waarbij in een zuur veengebied van één stuk stof wel de wol, maar niet de cellulose vezels
zijn bewaard. De gevoeligheid van wol voor basen komt doordat basen gelijktijdig inwerken op drie
soorten bindingen in het eiwit: de peptidebindingen, de zwavelbruggen en de zoutbindingen (Sibley &
Jakes 1984). In een oplossing van 2% natriumchloride is wol niet gevoelig voor basen. Dit verklaart
waarom wol kan overleven in (basisch) zeewater (Tímár-Balázsy & Eastop 1998). In een zout milieu
wordt het isoelektrisch gebied van wol verkleind. Het gevolg is dat de zoutbindingen in wol dan
gevoelig zijn voor aantasting door zuren. Echter, de structuur van de wol blijft wel bewaard omdat de
zwavelbruggen niet gevoelig zijn voor zuren tot pH is 2 (Sibley & Jakes 1984).
De fibroine vezels van zijde zijn gevoelig voor aantasting door, zowel zuren als basen, vooral wanneer
de zuurgraad ligt buiten het gebied pH 4 - 8 (Sibley & Jakes 1984). Zuren verbreken de
bindingen tussen de aminozuren op willekeurige plaatsen in de polymeer. Basen verbreken alleen de
binding tussen het laatste aminozuur en de rest van de polymeer. De aantasting van zijde door zuren is
hierdoor sneller dan de aantasting door basen (Tímár-Balázsy & Eastop 1998).
De twee belangrijkste verschillen tussen wol en zijde zijn het ontbreken van de zwavelbruggen bij
zijde en de grotere kristalliniteit van zijde. Door het ontbreken van zwavelbruggen is zijde gevoeliger
voor zuur dan wol (Sibley & Jakes 1984). Door de grotere kristalliniteit van zijde blijft zijde soms
bewaard onder omstandigheden waaronder wol degradeert.
12.3.1 Vorming van metalen afdrukken
In bijzondere gevallen kan de vorm van textiel worden bewaard door de vorming van een metalen
model (‘cast’). Wanneer er in de buurt van textiel een metalen voorwerp corrodeert, komt er metaal in
de bodemoplossing. Dit metaal in oplossing kan met het grondwater naar het textiel stromen. Bij of in
het textiel slaat het metaal vervolgens neer en vormt een model van het textiel. Terwijl de vezels zelf
vergaan, blijft de archeologische informatie die in de vorm van de vezels ligt besloten, bewaard
(Cronyn 2001). Er bestaan twee soorten metalen modellen. Negatieve modellen zijn afdrukken van de
buitenkant van het textiel. Negatieve modellen zijn in het algemeen van ijzer. Positieve modellen zijn
replica’s van het textiel. Deze bestaan in het algemeen uit koper (Chen et al. 1998) De meeste archeologische
informatie blijft bewaard bij positieve modellen. Soms blijven zelfs de sporen van het textiel
bewaard waardoor identificatie van de oorspronkelijke vezels mogelijk blijft (Gillard et al. 1994).
Bij positieve modellen wordt de degradatie van het textiel geremd door het giftige effect van koper op
micro-organismen. Hierdoor kan koper in oplossing doordringen tot in de textielvezels en krijgt de
koperen replica langzaam vorm. Negatieve modellen worden meestal gevormd door een hoge concentratie
ijzer in oplossing. IJzer is nauwelijks giftig voor micro-organismen, waardoor de afbraak van
het textiel niet wordt geremd. Hierdoor is er niet voldoende tijd voor het ijzer om in de textiel vezels
door te dringen en een positief model te vormen. Wel kan de concentratie ijzer in oplossing zo hoog
zijn dat het ijzer neerslaat op de textiel vezels. Hierdoor ontstaat een afdruk van het textiel (Janaway
1985, Gillard et al. 1994).
66

12.4 Duurzaam behoud van textiel in Nederlandse bodems
67
Figuur 27 Een voorbeeld van een
positief model van textiel op een
middeleeuws zwaard uit Leersum
(foto ROB, Amersfoort).
Textielvezels blijven slechts onder bijzondere omstandigheden bewaard in de bodem. Er moet aan
twee voorwaarden worden voldaan:
1. de aantasting door micro-organismen wordt verhinderd; en
2. er treedt geen chemische degradatie op in een zuur dan wel basisch milieu.
Wanneer aan slechts één van deze twee voorwaarden wordt voldaan blijft textiel niet bewaard! De
eerste voorwaarde voor het behoud van textielvezels, het vermijden van de activiteit van microorganismen,
wordt bereikt door: i) de afwezigheid van zuurstof, ii) de afwezigheid van vocht door
droogte, bevriezing of zout, en/of iii) de nabije aanwezigheid van giftige metalen zoals koper.
De afwezigheid van zuurstof wordt bewerkstelligd door het textiel in een sfeer van stagnerend grondwater
te houden. De conditie van juist heel droog en/of zout komt in ons land feitelijk niet voor.
Naast het verhinderen van de afbraak door micro-organismen moet bovendien de chemische afbraak
van de textielvezels worden voorkomen. Dit betekent in de praktijk dat vooral de zuurgraad van
belang is. Plantaardige vezels (katoen en linnen) blijven alleen bewaard in een basisch milieu. Linnen
blijft in het algemeen beter bewaard dan katoen. Wol blijft juist bewaard in een zuur milieu, liefst met
een zo laag mogelijke concentratie zout. Wol is gevoelig voor aantasting door basen, echter, deze
gevoeligheid bestaat niet in zeewater waarin wol wel bewaard kan blijven. Zijde is gevoelig voor
aantasting door zuren en basen; de degradatie is het langzaamst tussen een pH van 4 tot 8.
Onder bijzondere omstandigheden ontstaat in de bodem soms een metalen model van textiel vezels.
Er bestaan positieve modellen, afdrukken van het textiel, en negatieve modellen, replica’s van het
textiel. Een groot deel van de archeologische informatie blijft behouden door de vorming van een
model.
Wanneer er ingrepen in de bodem worden gedaan nabij te beschermen vindplaatsen waar textiel verwacht
mag worden, dient er een zeer zorgvuldige monitoring plaatsvinden. Daarbij dienen de zuurgraad
en de hoeveelheid zuurstof nauwlettend te worden gecontroleerd. Wanneer er veranderingen
waargenomen worden, dan mag aangenomen worden dat er aanzienlijke schade aan het textiel zal
optreden. Dit betekent ook dat bij de waardering en selectie van vindplaatsen waar textiel voorkomt,
hier terdege rekening mee moet worden gehouden. Indien veranderingen niet te vermijden zijn, dan
moet, voor zover de archeologische vraagstellingen dit textiel betreffen, opgraven van de vindplaats
serieus overwogen worden.

Literatuur
Aan degenen met meer interesse in de archeologische achtergrond van textiel wordt aangeraden Barber (1991)
te lezen. Voor meer over de vorming van metalen afdrukken is Gillard et al. (1994) een goede start. Voor meer
informatie over de structuur en degradatie van textiel worden Jakes & Sibley (1983,1984) en Tímár-Balázsy &
Eastop (1998) als startpunt aangeraden.
* Barber EJW, 1991: Prehistoric Textiles. New Jersey/Oxford: Princeton University Press, Princeton, 471 p.
Chen HL, KA Jakes & DW Foreman 1998: Preservation of Archaeological Textiles through Fibre Mineralisation.
Journal of Archaeological Science 25, 1015-21.
Cronyn JM, 2001: The Deterioration of Organic Materials. In: Brothwell DR & AM Pollard (eds.). Handbook of
Archaeological Sciences. Wiley Interscience, p. 627-36.
Florian M-LE, 1987: Deterioration of Organic Materials other than Wood. In: Pearson C (ed.) Conservation of
Marine Archaeological Objects. London/Boston: Butterworth & Co. Ltd., p. 21-54.
*Gillard RD, SM Hardman, RG Thomas & DE Watkinson 1994: The Mineralization of Fibres in Burial Environments.
Studies in Conservation 39 132-40.
*Jakes KA & LR Sibley 1983: Survival of Cellulosic Fibres in the Archaeological Context. Science and
Archaeology 25, 31-38.
Janaway RC, 1985: Dust to Dust: The Preservation of Textile Materials in Metal Artefact Corrosion Products
with Reference to Inhumation Graves. Science and Archaeology 27, 29-34.
Peacock EE, 1996a: Charcaterization and Simulation of Water-degraded Archaeological Textiles: a Review.
International Biodeterioration & Biodegradation 37, 35-47.
Peacock EE, 1996b: Biodegradation and Characterization of Water-degraded Archaeological Textiles Created
for Conservation Research. International Biodeterioration & Biodegradation 37, 49-59.
*Sibley LR & KA Jakes 1984: Survival of Protein Fibres in Archaeological Contexts. Science and Archaeology
26, 17-27.
*Tímár-Balázsy Á & D Eastop 1998: Fibres. In: Tímár-Balázsy Á & D Eastop (eds.) Chemical Principles of
Textile Conservation. Butterworth-Heinemann, Oxford, p. 3-66.
68

13 Grondsporen
13.1 Wat zijn grondsporen?
Grondsporen zijn verkleuringen in de bodem die kunnen wijzen op diverse archeologische fenomenen.
Een grondspoor kan het restant zijn van een houten paal of een begraven lichaam, maar het kan
ook de vulling van een greppel of kuil zijn. Uit de grondsporen kan het soort vindplaats afgeleid
worden en wordt er inzicht verkregen in de lay out van (delen van) een archeologische vindplaats. De
verschillende onderdelen van de vindplaats kunnen in een onderlinge ruimtelijke verband gebracht
worden, terwijl ook de relatie van de vindplaats met het huidige landschap en het landschap ten tijde
van de bewoning onderzocht kan worden. Dit betekent dat voor een duurzaam behoud van archeologische
vindplaatsen het behoud en de zichtbaarheid van deze grondsporen voor toekomstig onderzoek
van het allerhoogste belang is. Afgezien van vondsten die in grondsporen aanwezig kunnen zijn,
worden sporen herkend door hun zichtbaarheid die bepaald wordt doordat ze zich door kleur-verschillen
laten onderscheiden van de omringende bodem. Des te groter het contrastverschil tussen het
grondspoor en de omgeving, des te beter leesbaar het opgravingsvlak waarin zich deze sporen aftekenen
(fig. 28).
69
Figuur 28 De grondsporen
zijn in deze put van een Romeinse
opgraving in Nijmegen
(nog) duidelijk zichtbaar
en voor de veldarcheoloog
nog goed interpreteerbaar.
(foto ROB, Amersfoort).
Om de degradatie van grondsporen te begrijpen, moet dus eerst inzicht verkregen worden in deze
kleurverschillen en waardoor deze bepaald worden. Bodemchemisch bestaan grondsporen uit een
verhoogd gehalte aan organische stof en veelal fosfaat in de bodem. Ook kan soms een aanrijking in
ijzer en mangaan waargenomen worden. Daar een verhoogd gehalte aan organisch materiaal bijna
altijd aanwezig is, kan de degradatie van grondsporen derhalve worden vergeleken met de degradatie
van organische stof in de bodem (Meeussen et al. 1996-97).
13.2 De degradatie van grondsporen
Meeussen et al. (1996-97) noemen drie hoofdprocessen in verband met de degradatie van grondsporen:

− fysieke degradatie door transport van bodemmateriaal door erosie, bodembewerking voor landbouw
en/of bouw en bioturbatie,
− chemische degradatie door oxidatie en verzuring,
− biologische degradatie
Wanneer de organische stof waaruit grondsporen bestaan nog nauwelijks is afgebroken is biologische
degradatie waarschijnlijk het belangrijkste degradatieproces. Echter, wanneer de organische stof al in
een verder gevorderd stadium van degradatie is, is de resterende organische stof chemisch en
biologisch inert. Fysieke degradatie door bijvoorbeeld bioturbatie, is in dergelijke gevallen
waarschijnlijk het belangrijkste degradatie proces.
13.2.1 Effect van verzuring
Wanneer de bodem verzuurt, is organische stof minder oplosbaar, waardoor de degradatiesnelheid
afneemt. Bovendien leidt verzuring tot een verminderde activiteit van micro-organismen en hogere
diersoorten zoals wormen. De activiteit van wormen vermindert duidelijk bij een pH < 4,5. Meeussen
et al. (1996-7) concluderen dat het aannemelijk is dat verzuring van de bodem de degradatiesnelheid
van organische stof vertraagt, ongeacht het degradatiemechanisme. Dit is een belangrijke conclusie,
daar gesteld mag worden dat verzuring kennelijk een conserverende werking op grondsporen kan
hebben. Dit geldt overigens niet bij grondsporen waarin ijzer- en/of mangaanoxiden de belangrijkste
kleurbepalende elementen zijn.
13.2.2 Effect van verandering van de grondwaterstand; zuurstof
Een verlaging van de grondwaterstand heeft vooral effect op de degradatiesnelheid van organische
stof, wanneer de grondsporen voorheen onder de grondwaterspiegel lagen en na de verlaging boven
de grondwaterspiegel komen te liggen. Het voornaamste effect van de verlaging van de grondwaterstand
is dat er veel meer zuurstof beschikbaar komt in de bodem. Dit zal leiden tot versnelde
biologische degradatie van de organische stof door micro-organismen. Bovendien leidt de grotere
beschikbaarheid van zuurstof tot een toename in de activiteit van planten wortels en bodem dieren
zoals wormen, en dus tot een versnelde fysieke degradatie door bioturbatie (Meeussen et al. 1997). De
activiteit van wormen kan verstrekkende gevolgen hebben voor archeologische vindplaatsen (Stein
1983).
Omdat grondsporen zowel organische stof als ijzer en/of mangaan kunnen bevatten is het effect van
de aan- of afwezigheid van zuurstof niet eenduidig. In aanwezigheid van zuurstof kan de organische
stof worden aangetast. Dit proces verloopt snel wanneer de organische stof vers is, maar zeer traag
wanneer de organische stof reeds gedeeltelijk is afgebroken. In het algemeen blijft er na verloop van
tijd een biologisch en chemisch resistente fractie (humus) over. Wanneer zuurstof afwezig is, zijn ijzer
en mangaan in water oplosbaar. Grondsporen zouden onder dergelijke condities dus kunnen vervagen
door het verlies van ijzer en mangaan. Tot slot is het niet duidelijk op welke manier de organische stof
en de ijzer en/of mangaanverbindingen zich tot elkaar verhouden. Wellicht is de totale stabiliteit van
de grondsporen afhankelijk van de interactie tussen beiden.
Naast een verlaging van de grondwaterstand kan in specifieke gevallen ook een verhoging van de
grondwaterstand een bedreiging voor de grondsporen vormen. Uit een onderzoek van RAAP archeologisch
adviesbureau in Waterland naar het behoud van terpen is duidelijk geworden dat wormen
onder zeer natte omstandigheden de terpen als refugium gebruiken. Een verhoging van de grondwaterstand
in een gebied kan dus leiden tot een toename van de bioturbatie van de hoogste delen van
dat gebied. Wanneer die hoogste delen samenvallen met archeologische vindplaatsen, zullen die
vindplaatsen worden aangetast door de toegenomen bioturbatie (Exaltus & Soonius 1997).
13.3 Behoud en monitoring van grondsporen
Voor het behoud van grondsporen volgen uit het voorgaande twee aandachtspunten: de zuurgraad van
de bodem en de hoeveelheid beschikbare zuurstof, in de praktijk grotendeels bepaald door de grondwaterstand.
70

− De zuurgraad van de bodem: hoe lager de zuurgraad, hoe langzamer de degradatie van organisch
materiaal (zowel chemisch, microbiologisch als door bioturbatie) zal zijn.
− Grondwaterstandverlaging: wanneer grondsporen die voorheen onder de grondwaterspiegel lagen,
boven de grondwaterspiegel komen te liggen, zal een versnelde oxidatie van de organische stof
(die de grondsporen vormt) optreden. Het is dus van belang de grondwaterspiegel niet zodanig te
verlagen dat grondsporen (tijdelijk) droog komen te liggen.
− Grondwaterstandverhoging: in bijzondere gevallen kan een grondwaterstandverhoging er toe
leiden dat het bodemleven (onder andere wormen) een toevlucht zoeken tot de hoger gelegen
delen van het landschap. Wanneer in deze hoger gelegen delen archeologische sporen aanwezig
zijn, kan dat leiden tot een toename van de bioturbatie van grondsporen.
De belangrijkste factoren van het bodemmilieu die gemonitored kunnen worden met betrekking tot
het behoud van grondsporen zijn dus de zuurgraad en de grondwaterstand.
Nu zijn er gelukkig ook nog veel grondsporen die boven de grondwaterspiegel worden aangetroffen.
Deze verkeren in een uiterst kwetsbaar evenwicht met het bodemmilieu. Er is nog uitermate weinig
bekend van de degradatieprocessen van de vaak complexe organische verbindingen en de mogelijk
aanwezig oxiden van ijzer en mangaan die de kleur en daarmee de herkenbaarheid van de sporen
bepalen.
Literatuur
Exaltus RP & CM Soonius 1997: Bescherming antropogeen waardevolle terreinen t.b.v. de uitvoering Bijdragenregeling
Bodembeschermingsgebieden. Eindverslag Deelproject Waterland, monitoring 1994-1996.
RAAP rapport 189, Amsterdam. 172 p.
Meeussen JCL, G Boer, RP Exaltus & H Kars 1996-7: Effects of Soil Acidification and Declining Groundwater
Tables on the Decay of Buried Archaeological Features. Berichten van de Rijksdienst voor het Oudheidkundig
Bodemonderzoek 42-3, 475-90.
Stein JK 1983: Earthworm Activity: a Source of Potential Disturbance of Archaeological Sediments. American
Antiquity 48, 277-89.
71

14 Bijzondere bodemcondities
14.1 Inleiding
De hoofdstukken 2 t/m 12 hadden steeds een materiaalcategorie als uitgangspunt. Hierbij is er steeds
vanuit gegaan dat de bodemsamenstelling een min of meer constant gegeven is die zich laat definiëren
door een aantal fysisch-chemische parameters als zuurgraad, hoeveelheid zuurstof, niveau grondwaterspiegel,
etc.. Er is nauwelijks ingegaan op verschillen tussen zandige en meer kleiige gebieden.
Deze zijn er uiteraard wel degelijk, maar de conserveringseigenschappen van deze bodemsoorten zijn
tot goed volgens de genoemde parameters te definiëren, waarbij eventuele verschillen vaak bij de
betreffende materialen genoemd worden. Een belangrijk verschil dat echter niet ongenoemd mag blijven
is dat in meer zandige gebieden de waterdoorlatendheid veel hoger is waardoor de stroomsnelheid
en dus het transport via het systeem van poriën veel hoger kan zijn dan dat in kleiige gebieden het
geval is. Dit betekent dat er steeds “vers” zuurstof aangevoerd kan worden, maar bijvoorbeeld ook
chloride-ionen die metalen aantasten, terwijl producten van de degradatie in oplossing kunnen gaan en
afgevoerd worden.
In dit hoofdstuk wordt ingegaan op drie bijzondere milieus waarin delen van ons bodemarchief
worden aangetroffen en die een geheel eigen fysisch-chemisch regime hebben. Dit is het archeologisch
erfgoed dat onder de stad bewaard is gebleven, het erfgoed dat onder water in marien milieu
voorkomt en het erfgoed dat in veengebieden wordt aangetroffen. Deze delen van het bodemarchief
worden door specifieke faktoren bedreigd of bezitten juist speciale conserverende eigenschappen,
waardoor materiaal dat onder “normale” omstandigheden zou degraderen, bewaard blijft.
14.2 Het erfgoed onder de stad
Onder de stad, met name in West-Nederland worden over het algemeen dikke ophogingspakketten
aangetroffen die de onstaans- en ontwikkelingsgeschiedenis van die stad in zich dragen. Deze pakketten
bestaan deels uit afval en liggen vaak onder de grondwaterspiegel. Daardoor worden grote
hoeveelheden van oxydeerbaar materiaal vaak in goed geconserveerde toestand aangetroffen. Een
belangrijke rol hierbij speelt dat het grondwater onder de stad vaak stagnerend is, daar er geen aanvulling
van zuur en zuurstofrijk water van bovenaf plaats vindt. Dit wordt immers afgevangen en via een
rioolsysteem afgevoerd. Een bijzonder geval in deze situatie zijn de beerputten, waar vaak een reducerend
milieu heerst, waardoor het organisch materiaal, zoals organische macroresten, leer en textiel
vaak uitermate goed bewaard is gebleven.
In hoofdstuk 5 (metalen) was ook al geconstateerd dat in stedelijke gebieden verzuring door zure
regen nauwelijks een rol speelt. De daar genoemde redenen zijn dat de bodem in stedelijke gebieden
vaak carbonaten bevat (afkomstig uit bouwmaterialen) en daardoor goed gebufferd is tegen zure
regen. Bovendien zijn ijzeren vondsten in stedelijke gebieden vaak al sterk aangetast door diverse
historische belastingen van de bodem en de heterogeniteit van die bodem (Scharff et al. 2000).
Onderzoek naar conserveringscondities onder stadskernen in deze door de mens opgebouwde bodems
(anthrosols) is echter niet uitgevoerd. In een volgende versie van dit boek zal dit onderwerp hopelijk
verder uitgewerkt kunnen worden.
73

14.3 Veen
In het algemeen worden twee soorten veengebieden onderscheiden: hoogveen en laagveen (Baas
Becking et al. 1960). Deze twee soorten verschillen in principe van elkaar door de bron van het water.
Het laagveen wordt gevoed door grond- of oppervlaktewater, terwijl hoogveen de voeding in
regenwater vindt; mengvormen van beide soorten zijn mogelijk (Painter 1995). Voor alle typen veen
geldt dat de grondwaterstand hoog is, waardoor het zuurstofgehale in het veen zeer laag blijft. De
organische resten van planten die in het veen groeien vergaan niet, maar vormen uiteindelijk het veen.
Als gevolg van de verschillende bronnen van water heeft het poriën- en grondwater een verschillende
zuurgraad. Hoogveen wordt volledig gevoed door regenwater, waarin nauwelijks bufferende stoffen
zijn opgelost, waardoor de zuurgraad van het hoogveen wordt bepaald door het reeds zure regenwater
en door de humuszuren. Hoogveen is behoorlijk zuur: pH is 3,2 tot pH 4,5. Laagveen wordt gevoed
door grondwater of oppervlaktewater dat van gebieden elders afkomstig is en waarvan de zuurgraad in
hoge mate bepaald wordt door de afzettingen in deze gebieden. Er kunnen in dit water allerlei
bufferende zouten zijn opgelost die de zure werking van humuszuren verminderen, waardoor laagveen
over het algemeen slechts licht zuur is met een pH tussen 5,5 en 6,5. Verhoogde venen op laag terrein
worden voornamelijk gevoed door regenwater, maar in drogere tijden ook door capillair stijgend
grondwater. De zuurgraad van dergelijk veen ligt boven pH is 5 (Painter 1995). Baas Becking et al.
(1960) geven voor hoogveen een pH van 2,8 tot 6 en voor laagveen een pH van 7 tot 8.
14.3.1 Metalen
Gezien de zuurgraad van veen, en de relatief hoge concentratie van gereduceerd zwavel, zou verwacht
moeten worden dat veen agressief is ten opzichte van metalen. Echter, metalen, in het bijzonder brons,
blijken goed in veen bewaard te blijven. Tylecote (1979) geeft hiervoor de volgende twee redenen:
1. De activiteit van sulfaat reducerende bacteriën wordt onderdrukt (zie hieronder).
2. Het veen bevat bestanddelen (wellicht polyfenolen) die bijdragen aan het vormen van een
beschermende film op metaaloppervlakken. Een andere mogelijkheid is de vorming van een
beschermende film van kopersulfiden.
14.3.2 Organische materialen
Naast het gebrek aan zuurstof en de lage zuurgraad die er voor zorgen dat veel organische materialen
in veen bewaard blijven zouden ook de eigenschappen van de Sphagna mossoorten er toe bijdragen
dat organische materialen goed in veen conserveren. Volgens Painter (1995) binden deze mossen door
de aanwezigheid van een bijzonder bestanddeel, het Sphagnan, belangrijke voedingsstoffen voor
micro-organismen waardoor deze in hun groei worden gehinderd. Bovendien bindt Sphagnan ook nog
eens de enzymen die toch door een beperkt aantal micro-ogranismen worden aangemaakt. Collageen
(huid) blijft bijzonder goed bewaard omdat het naast de algemene bescherming van Sphagnan tegen
de activiteit van micro-organismen ook nog eens wordt gelooid door Sphagnan. De goede
conservering van collageen wordt ook door Van Klinken & Hedges (1995) beschreven. Zij constateren
dat het toevoegen van bepaalde (grotere) humuszuren aan collageen in een waterige oplossing de
enzymatische afbraak van collageen remt.
Ook keratine, de bouwsteen van onder andere haar en nagels, blijft bijzonder goed bewaard in
Sphagnumveen.
14.3.4 Bedreigingen voor duurzaam behoud in veen
Er zijn twee factoren die de hierboven beschreven bijzondere conserverende eigenschappen teniet
kunnen doen: ontwatering en eutrofiëring. In het geval van ontwatering van een veengebied kan
zuurstof tot op een grotere diepte doordringen. Bij eutrofiëring neemt de hoeveelheid voedingsstoffen
in het milieu sterk toe. Wanneer deze toename zo sterk is dat er ook diverse andere, dieper wortelende
planten kunnen gaan groeien, zal er een diepere beluchting in het bodemprofiel optreden. Zowel
ontwatering als eutrofiëring leiden dus tot een sterke toename van de activiteit van micro-organismen,
waardoor de degradatie van organische materialen sterk toeneemt.
74

14.4 Het erfgoed in een marien milieu
De zeeën, oceanen en hun sedimenten vormen een bijzonder milieu met betrekking tot de
conservering van archeologische vondsten. De voornaamste bijzonderheden zijn:
− de hoge concentratie zouten (waaronder chloride en sulfaat);
− de stroming van het water;
− de vrijwel altijd basische omstandigheden;
− het voorkomen van specifieke organismen;
− de vorming van concreties en
− de hoge waterdruk op grotere dieptes.
Gemiddeld zeewater bevat 34 à 35 g zout per kilogram, voornamelijk chloride (19 g/kg), natrium (11
g/kg), sulfaat (2,7 g/kg), magnesium (1,3 g/kg), calcium (0,41 g/kg) en kalium (0,39 g/kg) (Florian
1987). Het zoutgehalte kan oplopen tot meer dan 250 g/kg in bijvoorbeeld de Dode Zee (Weier 1973).
De zuurgraad van zeewater is typisch ongeveer pH 8, maar varieert tussen pH 6 en pH 9. De
zuurgraad van sedimenten in de open zee varieert van pH 7 tot pH 8,5. De zuurgraad van sedimenten
langs de kust kan variëren van pH 5 tot ruim pH 9 (Baas Becking et al. 1960).
De hoeveelheid zuurstof in het zeewater is afhankelijk van vijf factoren:
− de temperatuur van het water
− de concentratie zout in het water
− de uitwisseling van zuurstof met de atmosfeer in de bovenste laag water
− de productie en het verbruik van zuurstof door organismen
− de stroming van het zeewater
De temperatuur en de concentratie zout van het zeewater bepalen hoeveel zuurstof er maximaal in het
zeewater op kan lossen. Hoe hoger de temperatuur en hoe hoger het zoutgehalte, hoe minder zuurstof
er in het zeewater op kan lossen. De uitwisseling van zuurstof met de atmosfeer in de bovenste laag
water zorgt voor zuurstofrijk water aan het oppervlak van de open zee. In de lagen daaronder kan
zowel zuurstof worden geproduceerd als geconsumeerd door micro-organismen. Wanneer deze microorganismen
niet alle zuurstof verbruiken kan het door de stroming van zeewater naar grote diepte
(meerdere kilometers) worden getransporteerd (Florian 1987).
In de bovenste laag van het sediment kunnen veel micro-organismen actief zijn die zuurstof
verbruiken. Daardoor neemt het gehalte zuurstof in het zeewater vaak sterk af vlakbij de grens met het
sediment. (Florian 1987). Ook kan de concentratie zuurstof in het zeewater sterk afnemen door
vervuiling. Mirco-organismen verbruiken zuurstof bij de afbraak van de vervuiling (Weier 1973).
Wanneer alle zuurstof is verbruikt kunnen sulfaat reducerende bacteriën sulfide produceren. Door het
hoge gehalte zout is er in het mariene milieu altijd sulfaat beschikbaar voor deze bacteriën.
De degradatie van veel archeologische materialen verloopt het snelst op de grens van zuurstofrijk en
zuurstofarm water. Metalen corroderen snel door de gradiënten in het gehalte zuurstof en de
aanwezigheid van sulfide door sulfaat reducerende bacteriën (Florian 1987). Ook hout kan (indirect)
negatief worden beïnvloed door de activiteiten van sulfaat reducerende bacteriën (Sandström et al.
2002).
De corrosie van metalen in zeewater is al uitvoering besproken in hoofdstuk 5 en wordt hier kort
samengevat. In zeewater corrodeert ijzer altijd, daarbij worden bijna altijd concreties gevormd In deze
concreties onstaat een vrij stabiel milieu, waarbij de corrosiesnelheid van ijzer vrij constant is.
Koolstofarm ijzer corrodeert door totdat er niets van over is. Echter, vaak blijft er van het originele
voorwerp een afdruk achter in de concretie. Van gietijzer (dat 2 tot 6% koolstof bevat) blijft een
koolstof netwerk over, dat gemakkelijk uiteen kan vallen in de atmosfeer wanneer het niet juist wordt
geconserveerd.
Lood in afwezigheid van zuurstof beschermd door de vorming van een beschermende loodsulfide
film. In aanwezigheid van zuurstof wordt lood in zeewater beschermd door een film van loodsulfaat.
Vaak onstaat bovendien een 1 tot 3 mm dikke concretie van loodsulfaat en kalk.
75

Koper in zuurstofrijk zeewater corrodeert met een snelheid van ongeveer 20 µm per jaar bij een
temperatuur van 15 °C. Deze snelheid verdubbelt per ongeveer 10 °C temperatuurstijging. De corrosie
verloopt sneller in geval van differential aeration, bijvoorbeeld wanneer het koper gedeeltelijk is
bedekt met hout, en wanneer het koper blootstaat aan stroming met daarin vaste deeltjes, bijvoorbeeld
zand. In zuurstofloos zeewater corrodeert koper wanneer er sulfiden komen, bijvoorbeeld door de
activiteit van sulfaatreducerende bacteriën. Op koperen voorwerpen ontstaat dan een kopersulfide film
die het koper in het algemeen goed beschermt.
Zilver corrodeert onder zuurstofrijke condities onder vorming van een zilverchloride neerslag. Onder
zuurstofloze omstandigheden, in aanwezigheid van sulfiden, corrodeert zilver onder vorming van
zilversulfide neerslagen. Alleen wanneer de hoeveelheid zuurstof in het zeewater beperkt is, maar het
milieu niet zodanig anaëroob is dat er sulfiden worden gevormd, corrodeert zilver niet. Een dergelijk
milieu komt voor in de top van het sediment. Bij de corrosie van zilver ontstaat een laagje corrosie
producten (die de oorspronkelijke vorm van het zilver behouden) en een laagje concreties. De
concretie laat in het algemeen eenvoudig los van de corrosieproducten. De corrosiesnelheid van zilver
in zee ligt tussen ongeveer 0,5 en 15 µm per jaar, waarbij de vorming van een concretie het zilver
beschermt tegen schuren door gruis en zand.
De stroming van zeewater kan een probleem vormen voor een duurzaam behoud, doordat archeologische
materialen worden verplaatst. Bovendien kunnen materialen als het ware worden “gezandstraald”
door fijn materiaal dat door de stroming wordt meegevoerd. In het geval van koperen
voorwerpen verhindert het zandstralen het ontstaan van een beschermende patina. Het koper kan dan
snel corroderen (North & MacLeod, 1987).
Diverse mariene organismen beïnvloeden de degradatie van archeologische materialen. Het effect kan
zowel positief als negatief zijn. Paalwormen bijvoorbeeld kunnen houten voorwerpen snel doen
vergaan. Andere organismen daarentegen dragen bij aan het behoud van informatie doordat ze
bijdragen aan de vorming van concreties. IJzeren voorwerpen kunnen in een marien milieu volledig
vergaan, terwijl hun vorm behouden blijft als afdruk in een concretie.
Er is vrij weinig bekend over de degradatie van bot in mariene context. Hierbij kan onderscheid
gemaakt worden tussen botmateriaal dat zich in de zee bevindt en botmateriaal dat zich ooit onder de
zeespiegel bevond. Uit onderzoek is gebleken dat in zeewater de organische component goed bewaard
blijft maar de minerale component bevat extra calcium. Op microscopisch niveau wordt vaak
microbiële beschadiging waargenomen, waarschijnlijk veroorzaakt door blauwalgen of cyanobacteriën.
Een andere studie wees uit dat ook eencellige organismen als amoebae een rol zouden
kunnen spelen. Een belangrijke kenmerk in de conservering van bot uit sites die ooit in hun geschiedenis
in aanraking zijn gekomen met de zee is de aanwezigheid van pyriet. Pyriet is een verbinding
van zwavel en ijzer, die onder zuurstofloze en reducerende omstandigheden gevormd kan worden.
Een speciale vorm is framboïdaal pyriet, dat het resultaat is van de activiteiten van sulfaat reducerende
bacterien. Dit wordt vaak aangetroffen in de natuurlijke porieën van bot. Wanneer pyriet echter in
aanraking komt met zuurstof en water aanwezig is als reactie medium (bijvoorbeeld na opgraving of
bij veranderingen in het milieu), kan er zwavelzuur ontstaan wat zeer schadelijk is voor het bot.
Het effect van de hoge druk die op grotere dieptes onder de zeespiegel heerst is niet altijd duidelijk.
Aangetoond is dat glas sneller kan degraderen door de hogere druk.
Literatuur
Baas Becking LGM, IR Kaplan & D Moore 1960: Limits of the natural environment in terms of pH and
oxidation-reduction potentials. The journal of geology 68, 243-84.
Florian M-LE 1987: The underwater environment. In: Pearson C. Conservation of Marine Archaeological
Objects. Butterworths series in conservation and museology. London/Boston, p 1-20.
Klinken GJ van & REM Hedges 1995: Experiments on Collagen-Humic Interactions: Speed of Humic Uptake, and Effects
of Diverse Chemical Treatments. Journal of Archaeological Science 22, 263-70.
Newton, RG 1971: The enigma of the layered crusts on som e weathered glasses, a chronological account of the
investigations. Archaeometry 13, 1-9.
76

North NA, ID MacLeod 1987: Corrosion of metals. In: Pearson C. Conservation of Marine Archaeological
Objects. Butterworths series in conservation and museology. London/Boston, p. 68-98.
Sandström M, F Jalilehvand, I Persson, U Gelius, P Frank & I Hall-Roth 2002: Deterioration of the seventeenthcentury
warship Vasa by internal formation of sulphuric acid. Nature 415, 893-7.
Scharff W, C Arnold, W Gerwin, I Huesmann, K Menzel, A Pötzsch, E Tolksdorff-Lienemann & A Tröller-
Reimer 2000: Schutz archäologischer Funde aus Metall vor immissionsbedingter Schädigung. Materialhefte
zur Archäologie in Baden-Württemberg 57, Konrad Theiss Verlag, Stuttgart, 411 p.
Weier LE 1973: The deterioration of inorganic material under the sea. Institute of Archaeology Bulletin 11, 131-
63. University of London, London.
77

15 Conservering van archeologische materialen in Nederlandse bodems
15.1 Inleiding
In de voorgaande hoofdstukken is steeds beschreven hoe de verschillende archeologische materialen
in de bodem kunnen degraderen. Aan het eind van elk hoofdstuk is aangegeven onder welke condities
het materiaal in onze bodems het best behouden blijft. Voorts is per materiaalcategorie in grove lijnen
aangegeven waar bij een monitoringsprogramma op gelet dient te worden.
Wat zo langzamerhand al bekend was geworden was, maar wat in het hieronder volgende samenvattende
overzicht nog eens goed naar voren komt, is dat de voorwaarden waaronder materialen goed
bewaard blijven nogal uiteen kunnen lopen, en soms zelfs tegenstrijdig zijn. Wat goed is voor materiaal
A is slecht voor materiaal B en omgekeerd. Dit betekent ook dat er bij de monitoring van sites
terdege op gelet moet worden welke materialen aanwezig zijn, in welke fysieke kwaliteit deze verkeren
en wat voor informatiewaarde ze hebben aangaande huidige en toekomstige archeologische
vraagstellingen. Gelukkig zijn er ook algemene trends te zien in wat goed en slecht is voor archeologische
materialen in de bodem.
In dit overzicht kunnen vanuit conserverings- en materiaaltechnisch perspectief de archeologische
materialen in twee hoofdgroepen worden ingedeeld: de anorganische materialen, zoals aardewerk en
glas, en de organische materialen als leer, macroresten en bot.
15.2 De anorganische materialen
15.2.1 Keramiek, steen en slakken
Hoewel ze in uiterlijk, herkomst en gebruik zeer verschillend zijn, kunnen genoemde drie groepen
samengenomen worden. Steen, keramiek en slakken vertonen veel overeenkomst waar het de degradatieprocessen
betreft en ze kunnen voorlopig mineralogisch en fysisch-chemisch vanuit dezelfde
optiek bekeken worden. In zijn algemeenheid kan gesteld worden dat deze materialen, vergeleken met
de meeste andere materialen, relatief stabiel zijn. Toch zijn er wel degelijk bedreigingen. Met name
keramiek is kwetsbaar voor breuk door gronddruk en door lokale gronddeformatie. Alle drie de categorieën
zijn min of meer poreus; dat geldt zeker voor keramiek, voor slakken en deels ook voor steen.
Deze porositeit maakt dat deze materialen wel degelijk gevoelig zijn voor fysisch-chemische degradatie.
Soms is dit direct waarneembaar door het uiteenvallen van het bij lage temperatuur gebakken
prehistorisch aardewerk, maar we zien het ook bij een gesteente als tefriet dat op veel vindplaatsen
vanaf de IJzertijd in de vorm van maalstenen voorkomt.
Vaak is degradatie van deze materialen niet direct waarneembaar, maar speelt deze wel degelijk een
rol, vooral op plaatsen waar sterke wisselingen in grondwaterniveau en –samenstelling (kunnen gaan)
plaatsvinden. Door uitloging of juist neerslag van bepaalde chemische elementen kan de chemische
samenstelling gaan afwijken van de oorspronkelijke, waardoor materiaalonderzoek ten behoeve van
bijvoorbeeld herkomstbepaling en oude technologie bemoeilijkt wordt.
15.2.2 Glas
Archeologisch glas kan grofweg in twee groepen worden verdeeld: het stabiele natriumglas, in de
praktijk vaak Romeins glas, en het minder stabiele kaliumglas dat vanaf de Middeleeuwen gevonden
wordt. Allereerst is glas zeer gevoelig voor gronddruk en gronddeformatie, waardoor voorwerpen
meestal sterk gefragmenteerd worden gevonden. Dit verder buiten beschouwing latend, kan gezegd
worden dat de degradatie van glas in de bodem een puur chemisch proces is. Er zijn twee wegen waar
79

langs glas kan degraderen: het glas kan oplossen en het kan uitgeloogd worden. Door het proces van
het uitlogen ontstaat iriserend (“regenboogkleurig”) glas. Glas lost alleen op wanneer er water op het
glas aanwezig is en de zuurgraad daarvan boven een pH van 8,5 stijgt. Een dergelijk sterk basisch
milieu komt in de Nederlandse bodem van nature niet voor. Echter, wanneer een glazen voorwerp in
contact is met een kleine hoeveelheid water die niet wordt ververst, kan de zuurgraad van dat water
stijgen tot boven pH 8,5, waarna het glas op kan lossen. Normaal gesproken zal deze situatie zich in
Nederlandse bodems niet voordoen, aangezien er voldoende neerslag valt die zorgt voor een continue
stroming van het (grond)water. De situatie zou kunnen optreden wanneer een bodemlaag met een toch
al hoge pH (bijvoorbeeld een kalkrijke bodem), die boven het grondwater ligt, wordt afgesneden van
de aanvoer van water van boven, bijvoorbeeld door een afsluitende laag, zoals moderne bebouwing.
Het uitlogen van glas komt meer algemeen voor in de Nederlandse situatie. De snelheid waarmee het
glas uitloogt is voornamelijk afhankelijk van de soort glas. Daarnaast speelt ook de temperatuur een
rol: bij een stijging van de temperatuur met 10 °C verdubbelt de uitloogsnelheid ongeveer. De zuurgraad
heeft meestal geen effect op de snelheid waarmee glas uitloogt. Alleen bij kaliumglas, met
bovendien meer dan 20 mol% calciumoxide, kan de degradatiesnelheid toenemen wanneer de zuurgraad
onder een pH van 4 komt. Bij kaliumglas met tussen 10 en 20 mol% calciumoxide, neemt de
uitloogsnelheid toe bij pH < 3.
15.2.3 Metalen en metaallegeringen
De voornaamste metalen van archeologisch belang zijn ijzer, lood, koper/brons, zilver en goud. Het
degradatiemechanisme is steeds hetzelfde: oxidatie (corrosie). Hiervoor is dus zuurstof nodig. Toch
degraderen de verschillende metalen onder verschillende omstandigheden niet even snel. Een aantal
bodemfactoren is ongunstig voor het behoud van metalen in het algemeen: de aanwezigheid van
zuurstof, een bodemvochtgehalte van ongeveer 40% waterverzadiging, een zuur milieu, de aanwezigheid
van zouten, chloride, sulfaat, humuszuren, ammonia, cyanide en/of EDTA, een goed doorlatende
bodem en een heterogene bodem. Al deze factoren kunnen de corrosie van metalen in de bodem
aanzienlijk versnellen. De aan- of afwezigheid van zuurstof en de zuurgraad van de bodem zijn vaak
doorslaggevend voor het behoud van de verschillende metalen. Omdat het effect van beide factoren
per metaal verschilt, worden de metalen hierna afzonderlijk besproken.
Goud corrodeert in de bodem nooit. Wel kunnen andere metalen die met het goud zijn gemengd
corroderen en daardoor leiden tot de degradatie van een “gouden” voorwerp.
Zilver corrodeert alleen wanneer er veel chloride of veel sulfide in de bodem aanwezig is. Wanneer er
weinig chloride of sulfide aanwezig is, kan het zilveren voorwerp er door worden gepatineerd.
Koper en brons corroderen in het algemeen niet wanneer er geen zuurstof in de bodem beschikbaar is.
Alleen wanneer er ammonia, cyanide, chloride en/of sulfide in de bodem aanwezig is, kunnen koper
en brons zonder zuurstof toch corroderen. Wanneer er wel zuurstof aanwezig is, hangt het al dan niet
corroderen van koper en brons af van de zuurgraad van het milieu. Bij pH < 4,5 corroderen koper en
brons. Bij 4,5 < pH < 7 is onzeker of koper en brons corroderen. Er kan een in dikte variërende patina
ontstaan die koper en brons uiteindelijk beschermt tegen verdere corrosie. De beste zuurgraad om
koper en brons te conserveren in een zuurstofhoudend milieu is een pH van 8 à 8,5. Wanneer er
chloride of sulfide aanwezig is, corroderen koper en brons in aanwezigheid van zuurstof altijd (dus
onafhankelijk van de zuurgraad).
In afwezigheid van zuurstof corrodeert lood bij een pH meer dan 6. Bij een pH < 6 (in afwezigheid
van zuurstof) corrodeert lood langzaam. Wanneer zuurstof aanwezig is corrodeert lood niet wanneer
er bovendien sulfaat of chloride aanwezig is, of wanneer er carbonaat aanwezig is (bij een pH > 5).
Lood corrodeert wanneer zuurstof aanwezig is, terwijl chloride, sulfaat èn carbonaat afwezig zijn.
IJzer is alleen stabiel in de bodem wanneer er geen zuurstof aanwezig is, de pH meer dan 8 is, er geen
chloride aanwezig is en de bodem zeer homogeen is. De kans dat deze omstandigheden in de bodem
voorkomen is klein. IJzer corrodeert snel wanneer zuurstof aanwezig is bij pH < 8. Bovendien
corrodeert ijzer ook wanneer zuurstof afwezig is, zij het langzamer dan wanneer zuurstof aanwezig is.
Een speciale, zeer snelle, vorm van ijzercorrosie kan worden veroorzaakt door sulfaatreducerende
bacteriën. Deze bacteriën kunnen actief zijn wanneer zuurstof afwezig is, terwijl wel sulfaat beschikbaar
is.
80

15.3 De organische materialen
Onder de organische materialen vallen hout, textiel, pollen, botanische macroresten leer en feitelijk
ook de grondsporen, daar deze vaak voor een belangrijk deel uit humeus materiaal bestaan. Ook bot
wordt er toe gerekend, hoewel dit in feite voor het merendeel uit een anorganische minerale fractie
(apatiet) bestaat.
Bij de afbraak van organische materialen spelen micro-organismen een belangrijke rol. Dit betekent
dat de omstandigheden waaronder micro-organismen actief kunnen zijn vooral van belang zijn voor
het behoud van organische materialen.
Zuurstof speelt een belangrijke rol in het leven van micro-organismen: wanneer er zuurstof beschikbaar
is verloopt de afbraak door micro-organismen in het algemeen sneller. Bovendien kan een aantal
organische materialen zonder zuurstof niet of nauwelijks worden afgebroken door micro-organismen:
plantaardig gelooid leer, pollen, lignine in hout, en een deel van de organische stof waaruit grondsporen
bestaan.
Een tweede factor die van belang is bij de degradatie van organische materialen is de zuurgraad van
de bodem. Het effect van de zuurgraad is niet zo eenduidig als het effect van zuurstof. Voor grondsporen
geldt dat een lagere zuurgraad de afbraak door micro-organismen remt. Voor hout in aanwezigheid
van zuurstof geldt juist dat een hogere zuurgraad de activiteit van schimmels remt, waardoor
de afbraak vertraagt. In het geval van textiel en leer tenslotte heeft de zuurgraad vooral effect op
de chemische stabiliteit van de materialen. Katoen en linnen zijn het meest stabiel bij pH > 7, wol bij
pH < 7, zijde bij 4 < pH < 8 en leer tot slot bij 3 < pH < 6.
Bij bot kan de zuurgraad wel een belangrijke rol spelen bij het oplossen van de minerale fractie.
Naast het effect van zuurstof en de zuurgraad op het behoud van organische materialen in de bodem
zijn er een aantal bijzondere factoren die de groei van micro-organismen kunnen remmen. Extreme
droogte (woestijn) en extreme koude (permafrost) worden vaak genoemd, maar zijn voor onze situatie
niet van belang. Wel van belang is de anti-microbiële werking van koper. Organische materialen die
in de bodem direct naast een koperen voorwerp liggen, blijven goed bewaard doordat koperzouten
giftig zijn voor micro-organismen. Omdat koperen voorwerpen in de bodem zeldzaam zijn, is het
belang van dit effect in de praktijk klein.
Van groter belang is de anti-microbiële werking van Sphagnumveen. Verondersteld wordt dat dit veen
door een combinatie van factoren de groei van micro-organismen hindert (geen zuurstof en nutriënten
beschikbaar, enzymen worden uitgeschakeld). Organische materialen blijven daardoor vaak goed
geconserveerd in niet verstoord Sphagnumveen. Een extreem is het veenlijk, waarbij bot verdwijnt,
maar bijvoorbeeld de oorspronkelijk huide “gelooid” wordt.
Een factor die van invloed is op de conservering van organische materialen die enigszins tegen een
milieu met zuurstof bestand zijn, is een afwisseling van natte en droge omstandigheden in de bodem.
Voor pollen is aangetoond dat sterke variaties in het vochtgehalte leiden tot mechanische schade door
krimpen en zwellen van de pollen. Ook leer is gevoelig voor krimpen en zwellen onder invloed van
het vochtgehalte, alhoewel dit alleen is aangetoond voor leer boven de grond. Textiel en hout tenslotte
krimpen en zwellen ook onder invloed van een wisselend vochtgehalte. Echter, textiel en hout
degraderen sneller dan pollen en leer wanneer er zuurstof beschikbaar is. Hierdoor is het effect van
een toenemend zuurstofgehalte bij uitdroging waarschijnlijk veel sterker dan de effecten van krimpen
en zwellen bij wisselende vochtgehaltes.
Voor de conservering van leer zijn nog twee factoren van belang die in het bovenstaande meer algemene
deel over organische materialen nog niet aan de orde zijn gekomen. Het betreft de uitspoeling
van de looistof uit het leer, waardoor het leer gemakkelijker degradeert. De uitspoeling van looistoffen
wordt bevorderd door de stroming van (grond)water langs het leer. Het grondwater voert de
looistoffen af waardoor er opnieuw looistoffen uit het leer kunnen oplossen. Ook wordt de uitspoeling
van looistoffen bevorderd door de aanwezigheid van calcium. Calcium ionen kunnen een complex
vormen met de looistoffen, waardoor er meer looistoffen kunnen oplossen in dezelfde hoeveelheid
water.
81

Voor de conservering van grondsporen tenslotte is de activiteit van macro-organismen van groot
belang. Wormen, mollen en ander bodemleven zorgen voor een constante vermenging van de bodem
waardoor de grondsporen steeds slechter leesbaar worden. Bioturbatie is minimaal wanneer zuurstof
afwezig is door een hoge grondwaterstand, wanneer weinig voedsel (bijvoorbeeld in de vorm van
afgevallen bladeren) beschikbaar is en wanneer de bodem zuur is. Een bijzonder gevaar voor verhoogde
bioturbatie ontstaat wanneer de grondwaterstand wordt verhoogd in een gebied met enig
reliëf, bijvoorbeeld een vlak landschap met één of meer terpen. Wanneer alleen de hogere delen van
het landschap droog blijven, zal de bioturbatie hier sterk toenemen. Het bodemleven zoekt namelijk
een veilige schuilplaats in deze drogere delen.
15.4 Overzicht
De in de voorgaande hoofdstukken beschreven processen die een duurzaam behoud van het archeologisch
erfgoed bedreigen, worden samengevat in het overzicht op de volgende twee pagina’s (Tabel 3).
De voorwaarden waaronder materialen in de bodem goed bewaard blijven, lopen uiteen en zijn soms
zelfs tegenstrijdig voor een combinatie van materialen. Hierdoor is het niet zonder meer mogelijk de
ideale omstandigheden aan te geven waarbij archeologische vindplaatsen goed behouden blijven. Het
zal steeds nodig zijn informatie over een vindplaats (type vindplaats, aard van de materialen en de
grondsporen, diepteligging, hydrologische situatie) te combineren met de hier gepresenteerde kennis
om te komen tot de voor de betreffende vindplaats ideale omstandigheden voor duurzaam behoud.
Daar het doel van dit overzicht is de informatie uit de voorgaande hoofdstukken zoveel mogelijk
schematisch weer te geven en samen te vatten, kan het overzicht niet volledig zijn.
Gezien bovenstaande kan opgemerkt worden dat de informatie die in het overzicht kan worden
gevonden niet zonder meer in de praktijk kan worden toegepast. In aansluiting op de informatie die in
dit hoofstuk gegeven wordt, verdient het aanbeveling, afhankelijk van de relevante materiaalcategorieën
aanwezig in een vindplaats, de desbetreffende hoofdstukken van dit handboek te lezen.
Met die kennis kan het overzicht vervolgens gebruikt worden om de informatie omtrent de diverse
materialen te combineren om tot een goede oordeelsvorming te komen. Indien men nog weinig
ervaring heeft met al deze aspecten van het fysiek behoud van vindplaatsen, verdient het aanbeveling
een deskundige bij de oordeelsvorming en advisering te betrekken.
82

Tabel 3 Schematisch overzicht van archeologische materialen en degradatiemechanismen.
STEEN, KERAMIEK, SLAKKEN
Fysische aantasting
Breuk door gronddruk, evt. worteldruk, vooral bij keramiek
Breuk door vorst-dooi cycli en incidenteel door kristallisatie van zouten in poreus materiaal
Chemische aantasting
Ontleding door water, in het bijzonder in zuur milieu; trage reactie maar relevant bij poreus materiaal
Oplossing, vooral bij kalksteen
Ionenuitwisseling met bodemmilieu
Oxidatie, vooral bij smeedslakken, etc. (niet bij slakken van primaire ijzerproduktie), in oxiderende bodems
GLAS
Fysische aantasting
Breuk door gronddruk, evt. Worteldruk
Chemische aantasting
Oplossing bij pH > 9, komt in de Nederlandse bodem niet voor, mits
er geen complexvormers als humuszuren en EDTA aanwezig zijn
Uitloging alleen van belang voor kaliumglas waarin veel calcium aanwezig is::
> 10% CaO uitloging bij pH < 3
> 20% CaO uitloging bij pH < 4
Ionenuitwisseling van oppervlak met bodemmilieu (fluor heeft sterk corrosieve werking op glas)
METAAL
Fysische aantasting
Breuk en deformatie door gronddruk
Chemische aantasting.
Oxidatie (corrosie), versnelde corrosie wanneer:
bodemvochtgehalte rond 40% verzadiging ligt
bodem goed doorlatend is
bodem heterogeen is
Zuurstof aanwezig is
milieu zuur is
zouten aanwezig zijn, in het bijzonder sulfide, chloride, sulfaat
complexvormers, zoals humuszuren, ammonia, cyanide, EDTA aanwezig zijn
Oxidatie wordt vertraagd wanneer:
Zuurstof afwezig is, dit geldt bij
ijzer
lood zonder zuurstof geen aantasting bij pH > 6, langzame corrosie bij pH < 6
koper, brons
er een patina gevormd kan worden
ijzer: soms in milieu met zuurstof en pH > 8
lood: in milieu met zuurstof èn sulfaat, chloride of carbonaat
koper/brons: in milieu met zuurstof bij pH > 7 en soms bij pH tussen 4, 5 en 7
het de edele metalen betreft
zilver corrodeert alleen wanneer er chloride of sulfide aanwezig is
goud corrodeert niet
Microbiologische aantasting
alleen bij ijzer in milieu zonder zuurstof met sulfaat: snelle corrosie door sulfaatreducerende bacteriën
83

Voortzetting tabel 3
BOT
Fysische aantasting
Breuk door gronddruk en worteldruk, vooral bij deels gedegradeerd bot en bij verbrand bot
Chemische aantasting
Oplossing van apatietfractie; collageen gaat alleen bij hogere temperatuur in oplossing
Kristallistatie van calciet, in reducerend milieu ook pyriet, kan leiden tot volumeveranderingen en breuk
Inspoeling humuszuren (naast oplossing, aantasting collageen)
Microbiologische aantasting (niet bij verbrand bot)
Bacteriën
Vooral bij complete skeletten, dus in het bijzonder bij menselijk bot; dierlijk bot beter bewaard
Schimmels
In het bijzonder in aanwezigheid van zuurstof en relatief lage vochtigheid (goed doorluchte zandige bodems)
POLLEN, MACRORESTEN, HOUT, TEXTIEL, LEER
Fysische aantasting
Nat-droog cycli, in het bijzonder bij pollen en leer
Chemische aantasting (alleen in uitzonderlijke gevallen)
hout waarin zich metaal bevindt
textiel (wanneer microbiologische afbraak minimaal is):
wol degradeert chemisch bij pH > 7
zijde degradeert chemisch bij pH < 4 of pH > 8
katoen en linnen degraderen chemisch bij pH < 7
leer wanneer looistof uitspoelt door (calciumrijk) grondwater, vooral bij pH < 3 of pH > 6
Microbiologische aantasting
Microbiologische afbraak geremd door:
afwezigheid van zuurstof
nabije aanwezigheid van koper
Sphagnumveen
zuur milieu: pH < 5 à 6
Gevoeligheid voor microbiologische afbraak:
textiel verdwijnt vaak geheel, tenzij afbraak wordt geremd door koper, Sphagnumveen of zuurstofloosheid
macroresten zijn erg gevoelig voor microbiologische afbraak
leer is resistent wanneer zuurstof afwezig is en het leer plantaardig gelooid is
hout vergaat met zuurstof geheel; zonder zuurstof blijft kwetsbaar lignine-skelet bewaard
pollen zijn resistent wanneer zuurstof afwezig is
GRONDSPOREN
Fysische aantasting
Natuurlijke erosie, grondbewerking t.b.v. landbouw en infrastructurele werken
Wortelwerking, bioturbatie
Chemische aantasting
Oxidatie van gehumificeeerd materiaal en evt. oxiden van ijzer en mangaan
Biologische aantasting
Bioturbatie door macro-organismen
Microbiologische afbraak van nog aanwezige humusresten
84

16 Monitoring op archeologische vindplaatsen
16.1 Inleiding
In de voorgaande hoofdstukken is de relatie tussen de degradatie (cq het behoud) van diverse
archeologische materialen en het bodemmilieu besproken. Deze informatie is van belang om
gefundeerde uitspraken te doen over de mogelijkheid tot het duurzaam behoud in situ van archeologische
vindplaatsen. Uitspraken over behoud in situ zijn slechts mogelijk wanneer het bodemmilieu
op de betreffende vindplaatsen bekend is. In dit hoofdstuk wordt nader ingegaan op de metingen
(monitoring) die nodig zijn om inzicht te krijgen in dat bodemmilieu.
Uit het overzicht waarin de degradatie van de diverse materialen wordt samengevat (hoofdstuk 15),
blijkt dat vooral de beschikbaarheid van zuurstof en de zuurgraad van de bodem belangrijke parameters
zijn. Daarnaast spelen ook het bodemvochtgehalte, de geleidbaarheid, de heterogeniteit van de
bodem, zouten (o.a. sulfide, chloride, sulfaat, carbonaat en complexvormers, zoals humuszuren,
ammonia, cyanide en EDTA), de groei van micro-organismen en de factoren die daarop van invloed
zijn, de stroming van water door de bodem en bijzondere stoffen zoals die in veen aanwezig kunnen
zijn, een rol. Wanneer op een vindplaats het behoud van verschillende materialen een rol speelt, zijn
de beschikbaarheid van zuurstof en de zuurgraad in eerste instantie de belangrijkste parameters om te
monitoren. Andere parameters zullen vooral aan de orde komen wanneer het behoud van één materiaalcategorie
of een combinatie van materialen in het bijzonder van belang is. Denk bijvoorbeeld aan
een grafveld, waarbij er zowel naar het behoud van bot als naar het behoud van metalen bijgiften
gestreefd moet worden.
16.2 Zuurstofgehalte, zuurgraad en redoxpotentiaal
Dit hoofdstuk beperkt zich hoofdzakelijk, vanwege het algemene karakter waarin het monitoren van
archeologische vindplaatsen zich momenteel nog bevindt, tot het meten van de beschikbaarheid van
zuurstof in, en de zuurgraad van de bodem.
Het monitoren van de zuurgraad van de bodem in de Nederlandse, maar niet archeologische context is
uitgebreid bestudeerd door Mol (2002). Zijn belangrijkste conclusie, die ook van toepassing is op
archeologische vindplaatsen, is dat het de voorkeur verdient te meten aan de vaste fase. Metingen van
de zuurgraad aan het op de één of andere manier aan de bodem onttrokken vocht kunnen sterk
variëren door seizoensinvloeden en andere toevallige factoren. Ook concludeert Mol dat het niet
alleen van belang is de actuele zuurgraad te meten, maar ook de (resterende) buffercapaciteit tegen
eventuele verzuring van de bodem. Rekening houdend met deze beide conclusies kan de monitoring
van de zuurgraad in een archeologische context er als volgt uit zien:
− Een eerste bepaling van de zuurgraad en de zuurbuffercapaciteit van de vaste fase, op alle
relevante dieptes.
− Monitoring van de zuurgraad en zuurbuffercapaciteit van de vaste fase met een frequentie van
minimaal eens per vijf jaar en maximaal twee maal per jaar, afhankelijk van de eerste resultaten.
− De metingen worden verricht aan de vaste fase van de bodem, bijvoorbeeld door extractie met 1M
kaliumchloride.
85

Figuur 29 Drie elektrodes die gebruikt worden voor het meten van
het bodemmilieu. Van links naar rechts: een redoxelektrode, een
referentie-elektrode, een temperatuursonde en een meetkastje voor
het uitlezen van de elektrodes.
De beschikbaarheid van zuurstof in de bodem is niet zo eenvoudig te monitoren. Er is nog geen
eenvoudige apparatuur die in de bodem kan worden achtergelaten om het zuurstofgehalte betrouwbaar
te meten. Het nemen van monsters en analyse daarvan in een laboratorium is complex vanwege de
grote kans op een verandering in de hoeveelheid zuurstof tijdens de monstername en het transport.
Door deze complicaties lijkt het voorlopig verstandiger te kiezen voor het monitoren van twee
parameters die nauw samenhangen met de beschikbaarheid van zuurstof in de bodem: de grondwaterstand
en de redoxpotentiaal.
Boven de grondwaterspiegel is in de bodem in het algemeen veel meer zuurstof beschikbaar dan daar
onder. De redoxpotentiaal, die in de bodem kan variëren van -400 tot +800 mV, is een maat voor de
oxiderende kracht van het bodemmilieu. In de praktijk wordt de redoxpotentiaal sterk bepaald door de
beschikbaarheid van zuurstof.
Figuur 30 Detail van een redoxelektrode. De redoxpotentiaal wordt gemeten
door middel van het platinum vlakje (ter grootte van een nietje) onderaan de
elektrode.
Het monitoren van de grondwaterstand is eenvoudig. Na het installeren van een peilbuis kan de
grond-waterstand zowel handmatig als volledig geautomatiseerd worden gevolgd. De ervaring leert
dat het doen van twee tot vierentwintig metingen per dag (afhankelijk van de situatie) leidt een
optimale hoeveelheid informatie.
Met het meten van de grondwaterstand krijgt men wel inzicht in eventuele niveauverschillen, maar
wordt er nog onvoldoende zicht gekregen op stromingen in het grondwater optreden. Het herkennen
van grondwaterstromingen is echter van het allergrootste belang, omdat (grond)water als een belangrijk,
zo niet het belangrijkste transportmiddel fungeert van opgeloste stoffen, waaronder zuurstof. Juist
deze stromingen zijn er verantwoordelijk voor dat eventuele verstoringen in de bodem die tot verval
86

van het archeologische materiaal leiden, niet worden afgedempt. De aanvoer van “vers” water zorgt
ervoor dat chemische vervalreacties blijven doorlopen, terwijl de vervalprodukten door dit water
worden afgevoerd.
Het monitoren van de redoxpotentiaal verloopt via een platina en een referentie elektrode. Beide
elektrodes worden op de gewenste diepte in de bodem aangebracht waarna met een millivolt meter de
redoxpotentiaal kan worden afgelezen. Een lage redoxpotentiaal, lager dan 0 mV, duidt op een
zuurstofloos milieu. Een redoxpotentiaal hoger dan 0 mV duidt op een min of meer zuurstofrijk
milieu. Optimaal zou zijn de redoxpotentiaal, net als de grondwaterstand, twee tot vierentwintig keer
per dag vast te leggen. Echter, er zijn (nog) geen referentie-elektrodes beschikbaar die in het veld
langere tijd goed blijven functioneren. Daarom is het vooralsnog noodzakelijk de metingen handmatig
te verrichten, waarbij een frequentie van eens per week het maximaal haalbare lijkt.
Literatuur
Mol, G. 2002. Soil acidification monitoring in the Netherlands. Geologica Ultraiectina No. 216 (dissertatie
Universiteit Utrecht, Utrecht)
87

Appendix: Literatuuroverzicht
Het maken van een literatuuroverzicht is in zoverre ondankbaar werk, daar het op het moment dat het
af is eigenlijk ook al verouderd is. Dit geldt zeker voor het onderzoeksgebied van het fysiek behoud
van het archeologische erfgoed dat volop in beweging en in ontwikkeling is. Mede gezien de inter- en
multidisciplinariteit van het vakgebied, die een snelle inventarisatie van beschikbare lite-ratuur voor
“nieuwkomers” in het vakgebied er niet gemakkelijker op maakt, is toch besloten de literatuurstudie
die aan deze studie ten grondslag ligt, volledig in deze appendix op te nemen.
De literatuur is in een aantal rubrieken ondergebracht. Naast enkele algemene verwijzingen naar
beheer en behoud, zijn dit met name de diverse materiaalcategorieën die in dit boek besproken zijn.
Wat opvalt is dat per onderwerp en per materiaalcategorie de hoeveelheid literatuur sterk varieert. Zo
is er kennelijk al veel onderzoek gedaan naar de degradatie van hout, terwijl het verval gedrag van
archeologische botanische macroresten nog nauwelijks bestudeerd is.
Beheer en Behoud
Bell M, PJ Fowler & SW Hillson 1996: The experimental earthwork project 1960-1992 (CBA Research Report
100). Council for British Archaeology, Walmgate/York.
Björdal CG & T Nilsson 1999: Laboratory reburial experiments. In: Bonnot-Diconne C, X Hiron, Q Khoi Tran
& P Hoffmann 1999: Proceedings of the 7th ICOM-CC Working Group on Wet Organic Archaeological
Materials Conference, Grenoble/France, 1998, p. 71-7.
Brunning R, D Hogan, J Jones, M Jones, E Maltby, M Robinson & V Straker 2000: Saving the Sweet Track.
The in situ preservation of a Neolithic wooden trackway, Somerset, UK. Conservation and Management of
Archaeological Sites 4, 3-20.
Brunning RA, 1999: The in situ preservation of the Sweet Track. In: Coles B, J Coles & M Schou-Jorgensen:
Bog Bodies, sacred sites and wetland archaeology. WARP, Exeter, p.33-8.
Deeben J, BJ Groenewoudt, DP Hallewas & WJH Willems 1999: Proposals for a practical system of significance
evaluation in archaeological heritage management. European Journal of Archaeology 2, 177-99.
Caple C, 1994: Defining a reburial environment: research problems characterising waterlogged anoxic environments.
In: Hoffmann P, T Daley & T Grant 1994: Proceedings of the 5th ICOM Group on Wet Organic
Archaeological Materials Conference, Portland/Maine, 1993. ICOM, Bremerhaven, p. 407-22.
Chapman HP & JL Cheetham 2002: Monitoring and Modelling Saturation as a Proxy Indicator for in situ
Preservation in Wetlands - a GIS-based Approach. Journal of Archaeological Science 29, 277-89.
Corfield M, P Hinton, T Nixon & AM Pollard (eds.) 1998: Preserving Archaeological Remains in situ.
Proceedings of the conference of 1st-3rd April 1996. Museum of London Archaeology Service, London.
French C, M Davis & J Heathcote 1999: Hydrological Monitoring of an Alluviated Landscape in the Lower
Great Ouse Valley, Cambridgeshire: Interim Results of the First Three Years. Environmental Archaeology
4, 41-56.
Jordan BA, 2001: Site characteristics impacting the survival of historic waterlogged wood: a review. International
Biodeterioration & Biodegradation 47, 47-54.
Kars H 1998: Preserving our in situ archaeological heritage: a challenge to the geochemical engineer. Journal of
Geochemical Exploration 62, 139-47.
Mathewson CC & T Gonzalez 1988: Protection and preservation of archaeological sites through burial. In:
Marino PG & GC Koukis (eds.): Engineering Geology of Ancient Works, Monuments and Historical Sites,.
Balkema, Rotterdam, p. 519-26.
Oxley I, 1992: The investigation of the factors which affect the preservation of underwater archaeological sites.
In: Keith DH & TL Carrell 1992: Underwater Archaeology Proceedings from the Society for Historical
Archaeology Conference, 1492-1992, 500 Years of Change. Society for Historical Archaeology, Kingston,
Jamaica, p. 105-10.
Peacock EE & G Turner-Walker 1999: 20th century technology saves Europe's oldest money-maker. In:
Bonnot-Diconne C, X Hiron, Q Khoi Tran & P Hoffmann 1999: Proceedings of the 7th ICOM-CC Working
Group on Wet Organic Archaeological Materials Conference, Grenoble/France, 1998, p. 47-52.
89

Peacock EE, G Turner-Walker & R Saeterhaug 2002: Actualistic Soil Burial Studies of Resistant Biopolymers.
In: Hoffmann P, JA Spriggs, T Grant, C Cook & A Recht 2002: Proceedings of the 8th ICOM-CC Working
Group on Wet Organic Archaeological Materials Conference, Stockholm 2001. ICOM, Bremerhaven, p.
610-1.
Pointing SB, AM Jones, EBG Jones 1997: The wood decay potential of anaerobic marine sediments at the Mary
Rose excavation site. In: Hoffmann P, P Daley, T Grant & JA Spriggs 1997: Proceedings of the ICOM
Waterlogged wood Working Group Conference. ICOM, Bremerhaven, p. 73-91.
Pomey P 1999: Remarques sur la conservation "in situ" du bois de quelques épaves antiques de Méditerranée.
In: Bonnot-Diconne C, X Hiron, Q Khoi Tran & P Hoffmann 1999: Proceedings of the 7th ICOM-CC
Working Group on Wet Organic Archaeological Materials Conference, Grenoble/France, 1998, p. 53-7
Pournou A, AM Jones & ST Moss 1999: In situ preservation of the Zakynthos wreck. In: Bonnot-Diconne C, X
Hiron, Q Khoi Tran & P Hoffmann 1999: Proceedings of the 7th ICOM-CC Working Group on Wet
Organic Archaeological Materials Conference, Grenoble/France, 1998, p. 58-64.
Powell KL, 1999: The impact of recent changes within the subsurface environment upon the integrity of buried
wood: implications for the in situ preservation of archaeological timbers. PhD thesis, University of Surrey,
UK.
Soerensen B & D Gregory 1998: In situ preservation of artifacts in Nydam Mose. In: Mourey W & L Robbiola
1998: Proceedings of the International Conference on Metals Conservation (METAL '98), Draguignan-
Figanières, France, May 27-29, 1998,. James and James (Science Publishers), London, p. 94-9.
Stewart J, LD Murdock & P Waddell 1995: Reburial of the Red Bay wreck as a form of preservation and
protection of the historic resource. In: Vandiver PB, JR Druzik, JLG Madrid , IC Freestone & GS Wheeler
(eds.), Materials Issues in Art and Archaeology IV. Materials research society symposium proceedings,
volume 352, Materials Research Society, Pittsburgh, Pennsylvania, p. 791-805.
Van de Noort R, H Chapman & J Cheetham 2001: Conservation and Management in Wetland Archaeology: The
Example of Sutton Common, UK. In: Purdy BA, 2001: Enduring Records: The Environmental and Cultural
Heritage of Wetlands. Oxbow Books, p. 277-86.
Wheeler AJ, 2002: Environmental Controls on Shipwreck Preservation: The Irish Context. Journal of Archaeological
Science 29, 1149-59.
Willems, WJH, H Kars & D Hallewas (eds.): Archaeological Heritage Management in the Netherlands. Fifty
Years State Service for Archaeological Investigations. Van Gorcum/ROB, Assen/Amersfoort.
Bioturbatie
Davidson DA, 2002: Bioturbation in Old Arable Soils: Quantitative Evidence from Soil Micromorphology.
Journal of Archaeological Science 29, 1247-53.
Hopkins DW, JA Chudek, RC Janaway & MG Bell 2000: The Experimental Earthwork at Wareham, Dorset
after 33 Years: 3. Interaction of Soil Organisms with Buried Materials. Journal of Archaeological Science
27, 273-85.
Stein JK, 1983: Earthworm Activity: a Source of Potential Disturbance of Archaeological Sediments. American
Antiquity 48, 277-89.
Bot
Alexandersson ET, 1979: Marine maceration of skeletal carbonates in the Skagerrak, North Sea. Sedimentology
26, 845-52.
Allison PA, 1988: The role of anoxia in the decay and mineralisation of proteinaceous macrofossil. Paleobiology
14, 139-54.
Andrews P, 1995: Experiments in taphonomy. Journal of Archaeological Science 22, 147-53.
Armour-Chelu M & P Andrews 1996: Surface modification of bone from Overton Down, Wiltshire. In: Bell M,
PJ Fowler & SW Hillson SW (eds): The experimental Earth work Project 1960-1992. Council for British
Archaeology, Report 100, York
Arnaud G, S Arnaud, A Ascenzi, E Bonucci & G Graziani G, 1978: On the problem of the preservation of
human bone in sea-water. Journal of Human Evolution 7, 409-20.
Ascenzi A, 1963: Microscopy and prehistoric bone. In Brothwell D, E Higgs & G Clark (eds) Science in
Archaeology. Thames and Hudson, London, p 526-38.
Badone E & RM Farquhar 1982: Application of neutron activation analysis to the study of element concentration
and exchange in fossil bones. Journal of Radioanalytical Chemistry 69, 291-311.
Balmain N, R Legros & G Bonel 1982: X-ray diffraction of calcined bone tissue: a reliable method for the
determination of bone Ca/P molar ratio. Calcified Tissue International 34, 93-8.
Balzer A, G Gleixner, G Grupe, H-L Schmidt, S Schramm & S Turban-Just 1997: In vitro decomposition of
bone collagen by soil bacteria: The implications for stable isotope analysis in archaeometry. Archaeometry
39, 415-29.
90

Battaglia D, 1985: An investigation into the biomechanics and structure of archaeological bone, PhD Thesis.
University of York, York.
Beeley JG & DA Lunt 1980: The nature of the biochemical changes in softened dentine from archaeological
sites. Journal of Archaeological Science 7, 371-7.
Behrensmeyer AK, 1978: Taphonomic and ecologic information from bone weathering. Paleobiology 4, 150-62.
Bell LS, 1990: Palaeopathology and diagenesis, an SEM evaluation of structural changes using backscattered
electron imaging. Journal of Archaeological Science 17, 85-102.
Bennike P & H Bohr 1990: Bone mineral content in the past and present. In: Christiansen C & K Overgaard
(eds) Third international Symposium on Osteoporosis. Copenhagen, Osteopress, p. 89-91.
Boddington A, AN Garland & JC Janaway 1987: Death, Decay and Reconstruction: Approaches to
Archaeology and Forensic Science. Manchester University Press, Manchester.
Canfield DE &R Raiswell, 1991: Pyrite formation and fossil preservation, In Taphonomy. Releasing the data
locked in the fossil record, In: Allison PA & DEG Briggs (eds), Topics in Geobiology 9 (Plenum Press,
New York), 41-54.
Cattaneo C, K Gelsthorpe, P Phillips & RJ Sokol 1990: Blood in ancient human bones. Nature 347, 339.
Cattaneo C, K Gelsthorpe, P Phillips & RJ Sokol 1995: Differential survival of albumen in ancient bone.
Journal of Archaeological Science 22, 271-6.
Chapman R, Kinnes & K Randsborg 1981: The Archaeology of Death. Cambridge University Press, Cambridge.
Child AM, 1993: Microbial decomposition of archaeological bone. In Tennent NH (ed) Conservation Science in
the UK, James & James Science Publishers, London, p. 91-5.
Child AM, 1995: Microbial taphonomy of archaeological bone. Studies in Conservation 40, 19-30.
Child AM, 1995: Towards an understanding of the microbial decomposition of archaeological bone in the burial
environment. Journal of Archaeological Science 22, 165-174.
Child AM & AM Pollard 1991: Microbial attack on collagen. In Pemicka E & GA Wagner (eds) Archaeometry
'90. Birkhauser, Basel, p. 617-25.
Child AM & AM Pollard 1992: A review of the application of immunochemistry to archaeological bone.
Journal of Archaeological Science 19, 9-47.
Christoffersen J, MR Christoffersen & N Kjaergaard 1978: The Kinetics of Dissolution of Calcium Hydroxyapatite
in Water at Constant pH, Journal of Crystal Growth 43, 501-11.
Collins C (ed.), 1995: The care and conservation of palaeontological material. Butterworth-Heinemann,
Oxford.
Collins M, C Nielsen-Marsh, C Smith & A Gerneay 1998: An overview on the scientific study of bone
(Appendix C to Scientific information relevant to the project). In: Kars, EAK & H Kars (eds.) Annual
Report I (EC-project “The Degradation of Bone as an Indicator in the Deterioration of the European
Archaeological Property.” ENV4-CT98-0712), Amersfoort/Brussel.
Collins MJ, M Riley, AM Child & G Turner-Walker 1995: A basic mathematical simulation of the chemical
degradation of ancient collagen. Journal of archaeological Science 22, 175-83.
Comar C, RS Russell & RH Wasserinan, 1957: Strontium-calcium movement from soil to man. Science 1, 485-
96.
Curry JD, 1988: The effect of porosity and mineral content on the Young's modulus of elasticity of compact
bone. Journal of Biomechanics 2, 1-11.
Davies JE, 1990: The bone-biomaterial interface. University Toronto Press, Toronto/Buffalo/London.
DeNiro MJ, 1985: Postmortem preservation and alteration of in vivo bone collagen isotope ratios in relations to
paleodietary reconstruction. Nature 317, 806-9.
Donovan SK, 1990: The Process of fossilization. Columbia University Press, New York.
El-Kammar A, RGV Hancock & RO Allen 1989: Human bones as archaeological samples: changes due to
contamination and diagenesis. In: Allen RO (ed.), Archaeological Chemistry 4, American Chemical Society
Press, Washington DC, p. 337-52.
Elliot TA & GW Grime 1993: Examining the diagnetic alteration of human bone material from a range of
archaeological burial sites using nuclear microscopy. Nuclear Instruments and Methods in Physical
Research B77, 537-47.
Enlow DH & SO Brown 1957: A comparative histological study of fossil and recent bone tissues, Part II. Texas
Journal of science 9, 186-214.
Ericson JE, 1993: Ba/Ca as a diagenetic indicator for evaluating buried bone tissues: advances in tissue
selection, reducing contamination and data evaluation. In Lambert JB & G Grupe G (eds) Prehistoric
Human Bone: Archaeology at the Molecular Level. Springer-Verlag, Berlin, p. 157-71.
Garland AN, 1989: Microscopical analysis of fossil bone. Applied Geochemistry 4, 215-29.
Gillard RD, SM Harriman, RG Thomas & DE Watkinson 1994: The mineralisation of fibres in burial
environments. Studies in Conservation 39, 132-40.
91

Gordon CG & JE Buikstra 1981: Soil pH, Bone Preservation and Sampling Bias at Mortuary Sites. American
Antiquity 46, 566-71.
Gray JA, 1962: Kinetics of the Dissolution of Human Dental Enamel in Acid. Journal of Dental Research 41,
353-9.
Green M, DH Isaac & GM Jenkins 1987: The structure of bone mineral and its spatial relationship with
collagen. In: American Society of Mechanical Engineers Winter Meeting, Boston p. 59-60.
Greenlee DM, 1996: An electron microprobe evaluation of diagenetic alteration in archaeological bone. In: Oma
MV (ed), Archaeological Chemistry: Organic, Inorganic, and Biochemical Analysis (ACS Symposium
Series 625), American Chemical Society, Washington DC, p. 334-45.
Grupe G, 1995: Preservation of collagen in bone from dry, sandy soil. Journal of Archaeological Science 22,
193-9.
Grupe G & U Dreses-Werringiber 1993: Decomposition phenomena in thin sections of excavated human bones.
In Grupe G & AN Garland AN (eds) Histology of ancient Human bone: Methods and Diagnosis. Springer
Verlag, Berlin.
Grupe G, U Dreses-Werringiber & F Parsche 1993: Initial stages of bone decomposition: Causes and
consequences. In Lambert JB & G Grupe, (eds), Prehistoric Human Bone: Archaeology at the Molecular
Level. Springer-Verlag, Berlin, p. 257-74.
Grupe G & AN Garland 1993: Histology of ancient Human bone: Methods and Diagnosis. Springer Verlag,
Berlin.
Grupe G & H Piepenbrink 1988: Trace element contamination in excavated bones by micro-organisms. In
Grupe G & B Hermann (eds), Trace Elements in Environmental History. Springer-Verlag, Berlin, p. 103-
12.
Grupe G & H Piepenbrink 1989: Impact of microbial activity on trace element concentrations in excavated
bones. Applied Geochemistry 4, 293-98.
Gürtler LG, V Jiger, W Grube, I Hillmar, R Schobloch, PK Milller & G Ziegelmayer 1981: Presence of proteins
in human bones 200, 1200 and 1500 years of age. Human biology 53, 137-50.
Hackett CJ, 1981: Microscopical focal destruction (tunnels) in exhumed human bones. Medicine, Science and
the Law 21, 243-65.
Hagelberg E, LS Bell, T Allen, A Boyde, SJ Jones & JB Clegg 1991: Analysis of ancient bone DNA: techniques
and applications. Philosophical Transactions of the Royal Society of London Series B. 333(1268), 399-407.
Hancock RGV, MD Grynpas & B Alpert 1987: Are archaeological bones similar to modem bones? An INAA
assessment. Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry 110, 283-91.
Hanson DB & JE Buikstra 1987: Histomorphological alteration in buried human bone from the lower Illinois
Valley: implications for paleodietary research. Journal of Archaeological Science 14, 549-63.
Hare PE, 1980: Organic geochemistry of bone and its relation to the survival of bone in the natural environment.
In Behrensmeyer AK &AP Hill (eds), Fossils in making, Vertebrate Taphonomy and Paleoecology,
University of Chicago Press, Chicago, p. 209-18.
Hassan AA, 1975: Geocemical and mineralogical studies on bone material and their implications for radiocarbon
dating. PhD dissertation. Southern Metodist University, Dallas, Texas.
Hassan AA & DJ Ortner 1977: Inclusions in bone material as a source of error in radiocarbon dating.
Archaeometry 19, 131-35.
Hassan AA, JD Terinine & CV Haynes Jr 1977: Mineralogical studies on bone apatite and their implication for
radiocarbon dating. Radiocarbon 19, 364-74.
Hedges REM & GJ Van Klinken 1995: Special issue on bone diagenesis. Journal of Archaeological Science 22,
147-340.
Hedges REM & CJA Wallace CJA 1978: The survival of biochemical information in archaeological bone.
Journal of Archaeological Science 5, 377-86.
Hedges REM & CJA Wallace 1980: Survival of protein in bone. In Hare PE, TC Hoering & K King (eds) Biochemistry
of Amino Aacids. Wiley, New York, p. 35-40.
Hedges REM & AR Millard 1995: Bones and groundwater: towards the modelling of diagenetic processes.
Journal of Archaeological Science 22, 155-64.
Hedges REM, AR Millard & AWG Pike 1995: Measurements and relationships of diagenetic alteration of bone
from three archaeological sites. Journal of Archaeological Science 22, 201-9.
Henderson P, CA Marlow, TL Molleson & CT Williains 1983: Patterns of chemical change during bone fossilization.
Nature 306, 358-59.
Hillson SW & S Bond 1996: A scanning electron microscope study of bone, cement and enamel. In Bell M, PJ
Fowler & SW Hillson (eds), The experimental Earth work Project 1960-1992, Council for British
Archaeology, York.
Jambor J, 1988: Changes in bones of prehistoric populations caused by environmental influence. Anthropologie
26, 55-60.
92

Jewell PA & G Dimbley 1966: The experimental earthwork on Overton Bog, Wareham, Dorset, England: The
first four years. Proceedings of the Prehistoric Society 32, 313-42.
Katz J & H Birkedal-Hansen 1986: Degradation of reconstituted collagen fibrils at acidic pH, Journal of Dental
Research 6, 51-83.
Klepinger LL, JK Kuhn & WS Williams 1986: Elemental analysis of archaeological bone from Sicily as a test
predictability of diagenetic change. American Journal of Physical Anthropology 70, 325-31.
Klinken GJ van & REM Hedges 1995: Experiments on collagen-humic interactions: speed of humic uptake and
effects of diverse chemical treatments. Journal of Archaeological Science 22, 263-70.
Knott L, JF Tarlton & AI Bailey 1997: Chemistry of collagen cross-linking: biochemical changes in collagen
during the partial mineralisation of turkey leg tendon. Biochemical Journal 322, 535-42.
Koch PL, AL Behrensmeyer, N Tuross & ML Fogel 1990: The fidelity of isotopic preservation during bone
weathering and burial. Annual Report to the Director (Geophysical Laboratory), Carnegie Institution of
Washington 1989-1990: Washington DC, USA, p. 105-10.
Kreuger HW, 1991: Exchange of carbon with biological apatite. Journal of Archaeological Science 18,
355-61.
Kyle JH, 1986: Effect of post-depositional contamination on the concentrations of major and minor elements in
human bones and teeth - the implication of paleodiatary research. Journal of Archaeological Science 13,
403-16.
Lambert JB & G Grupe (eds) 1993: Prehistoric Human Bone: Archaeology at the Molecular Level. Springer
Verlag, Berlin.
Lambert JB, SV Simpson, JE Buikstra & D Hanson 1983: Electron microprobe analysis of elemental distribution
in excavated human femurs. American Journal of Physical Anthropology 62, 409-23.
Lambert JB, SV Simpson, CB Szpunar & JE Buikstra 1985: Bone diagenesis and dietary analysis. Journal of
Human Evolution 14, 477-82.
Lambert JB, JM Weydert, SR Williams & JE Buikstra 1990: Comparison of methods for the removal of
diagenetic material in buried (human) bone. Journal of Archaeological Science 17, 453-68.
Lees S & EA Page 1992: A study of some properties of mineralised turkey leg tendon, Connective Tissue
Research 28, 263-87.
Locock M, CK Currie & S Gray 1992: Chemical changes in buried animal bone: data from a postmedieval
assemblage. International Journal of Osteoarchaeology 2, 297-304.
Lubinski PM, 1996: Fish heads: an experiment on differential bone preservation in a salmonid fish. Journal of
Archaeological Science 23, 175-81.
Lyman RL, 1984: Bone density and differential survivorship in fossil classes. Journal of Anthropological
Archaeology 3, 259-99.
Lyman RL, 1996: Vertebrate taphonomy (Cambridge manuals in archaeology), Cambridge University Press,
Cambridge.
Lyman RL & GL Fox 1989: A critical evaluation of bone weathering as an indicator of bone assemblage
formation. Journal of Archaeological Science 16, 293-317.
Macchiarelli R & L Bondoli 1994: Linear densitometry and digital image processing of proximal femur radiographs:
implications for archaeological and forensic anthropology. American Journal of Physical Anthropology
93, 109-22.
Marchiafava V, L Bonucci & A Ascenzi 1974. Fungal osteoclasia: a model of dead bone resorption. Calcified
Tissue Research 14, 195-210.
Masters PM, 1987: Preferential preservation of noncollagenous protein during bone diagenesis: Implications for
chronometric and stable isotope measurements. Geochimica et Cosmochimica Acta 51, 3209-14.
Millard AR, 1993: Diagenesis of archaeological bone: the case of uranium uptake. Ph.D Thesis, Oxford
University, Oxford.
Millard AR & REM Hedges 1995: The role of the environment in uranium uptake by buried bone. Journal of
Archaeological Science 22, 239-50.
Mills EW, SH Smith & MD Judge 1989: Early post-mortem degradation of intramuscular collagen, Meat
Science 26, 115-20.
Mitterer RM, 1993: The diagenesis of proteins and amino acid in fossil shells. In Engle MH & SA Macko (eds),
Organic Geochemistry. Plenum Press, New York, p. 739-53.
Muyzer G, P Sandberg, MHJ Knapen, C Vermeer, MJ Collins & P Westbroek 1992: Preservation of the bone
protein osteocalcin in dinosaurs. Geology 20, 871-4.
Nelson BK, MJ DeNiro MJ, MJ Schoeninger MJ & DJ De Paolo 1986: Effects of diagenesis on strontium,
carbon, nitrogen and oxygen concentration and isotopic composition of bone, Geochimica et Cosmochimica
Acta 50, 1941-9.
Nelson DA & NJ Sauer 1984: An evaluation of postdepositional changes in the trace element content in human
bone. American Antiquity 49, 141-47.
93

Newesley H, 1989: Fossil bone apatite. Applied Geochemistry 4, 233-45.
Nicholson RA, 1991: An investigation into variability within archaeologically recovered assemblages of
archaeological remains: the influence of pre-depositional taphonomic processes. Ph.D Thesis, University
of York, York.
Nicholson RA, 1992: Bone survival: the effects of sedimentary processes and trampling on fresh and cooked
bones. International Journal of Osteoarchaeology 2, 79-90.
Nicholson RA, 1996: Bone degradation, burial medium and species representation: debunking the myths, an
experiment-based approach. Journal of Archaeological Science 23, 513-33.
Nicholson RA, 1996: Fish bone diagenesis in different soils. Archaeofauna 5, 79-91.
Nicholson RA, 1998: Bone degradation in a compost heap. Journal of Archaeological Science 25, 393-403.
Nielsen-Marsh CM, 1997: Studies in Archaeological Bone Diagenesis. PhD thesis, University of Oxford, Oxford.
Nielsen-Marsh CM & REM Hedges 1999: Bone porosity and the use of mercury porosity as a probe of pore
connectivity. Archaeometry 41, 165-74.
Nielsen-Marsh CM, REM Hedges, T Mann & MJ Collins 2000: A preliminary investigation of the application
of differential scanning calorimetry to the study of collagen degradation in archaeological bone,
Thermochimica Acta 365, 129-39.
Nielsen-Marsh CM & REM Hedges 2000: Patterns of Diagenesis in Bone I: The Effects of Site Environments
Journal of Archaeological Science 27, 1139-50.
Nielsen-Marsh CM & REM Hedges 2000: Patterns of Diagenesis in Bone II: Effects of Acetic Acid Treatment
and the Removal of Daigenetic CO3. Journal of Archaeological Science 27, 1151-59.
Ochiai H & M Akiyama 1991: Well preserved collagen from a late Pleistocene elephant ivory. In. Suga S & H
Nakahara (eds), Mechanisms and Phylogeny of Mineralization in Biological Systems. Springer-Verlag,
Tokyo, p. 489-92.
O'Connor TP, 1987: On the structure, chemistry and decay of bone, antler and ivory. In Archaeological Bone,
Antler and Ivory. (Occasional Paper No. 5), United Kingdom Institute for Conservation. London, p. 6-8.
Ortner DJ, DW Von Endt & MS Robinson 1972: The effect of temperature on protein decay in bone: its significance
to nitrogen dating of archaeological specimens. American Antiquity 37, 514-20.
Pate FD & KA Brown 1985: The stability of bone strontium in geochemical environment. Journal of Human
Evolution 14, 483-92.
Pate FD & JT Hutton 1988: The use of soil chemistry data to address postmortem diagenesis in bone mineral.
Journal of Archaeological Science 15, 729-39.
Pate FD, JT Hutton & K Norris 1989: Ionic exchange between soil solution and bone: Towards a predictive
model. Applied Geochemistry 4, 303-16.
Person A, H Bocherens, J-F Saliege, F Pads, V Zeitoun & M Gerard 1995: Early diagenetic evolution of bone
phosphate: An X-ray diffractometry analysis, Journal of Archaeological Science 22, 211-21.
Pflug HD & G Strilbel 1967: Umwandlungen im Wirbeltierknochen wahrend der Fossilisation. Bericht der
Oberhessischen Gesellschaftffir Natur und Heilkunde zu Giessen (Neue Folge, Naturwissenschaftliche
Abteilung) 35, 5-22.
Piepenbrink H, 1986: Two examples of biogenous bone decomposition and their consequences for taphonomic
interpretation. Journal of Archaeological Science 13, 417-30.
Piepenbrink H, 1989: Examples of chemical changes during fossilisation. Applied Geochemistry 4, 273-80.
Piepenbrink H & H Schutkowski 1987: Decomposition of skeletal remains in desert dry soils. Human Evolution
2, 481-91.
Pike AWG, 1993: Bone porosity, water and diagenesis. towards a grand unifying theory of bone diagenesis,
Part 2 Undergraduate Dissertation, University of Bradford, Bradford.
Poole DFG & EK Tratman 1978: Post-mortem changes in human teeth from late upper Paleolithic/ Mesolithic
occupants of an English limestone cave. Archives of Oral Biology 23, 1114-20.
Price TD, 1989: Multi-element studies of diagenesis in prehistoric bone. In Price TD (ed.) The Chemistry of
Prehistoric Human Bone. Cambridge University Press, Cambridge, p. 126-54.
Price TD, J Blitz, J Burton & JA Ezzo 1992: Diagenesis in prehistoric bone: problems and solutions. Journal of
Archaeological Science 19, 513-29.
Reiche I, 2000: Processus physico-chimiques d’altération des ossements et des ivoires anciens. PhD thesis
Univeristy Paris 6, Sciences des Matériaux, 278 pp.
Rink WJ & HP Schwarcz 1995: Tests for diagenesis in tooth enamel: ERS dating signals and carbonate content.
Journal of Archaeological Science 22, 251-5.
Robbiola LJ, M Blengino & C Fiaud 1999: DNA preservation: A microsatellite-DNA study on ancient skeletal
remains. Electrophoresis 20, 1722-8.
Rottländer RCA, 1976: Variation in the chemical composition of bone as an indicator of climate (andere bron:
diagenetic) change. Journal of Archaeological Science 3, 83-8.
94

Rudakova TE & GE Zaikov 1987: Degradation of collagen and its possible applications in medicine, Polymer
Degradation and Stability 18, 271-91.
Salomon CD & N Haas 1967: Histological and histochemical observations on decalcified sections of ancient
bones from excavations in Israel. Israel Journal of Medical Science 3, 747-54.
Sandford MK, 1993: Understanding the biogenic-diagentic continuum: Interpreting elemental concentrations of
archaeological bone. In: Sandford. MK (ed). Investigations of Ancient Human Tissue: Chemical Analysis in
Anthropology. Gordon and Breach Science, Langhome, p.3-57.
Schultz M, 1997: Microscopic structure of bone in forensic taphonomy, the post mortem fate of human remains.
In: WD Hagland & Sorg M (eds), CRC Press, Cambridge, p. 187-99.
Shipman P, 1981: Life History of a Fossil. Harvard University Press, Cambridge.
Sillen A, 1989: Diagenesis of the inorganic phase of cortical bone. In Price TD (ed.) The Chemistry of Prehistoric
Human Bone. Cambridge University Press, Cambridge, p. 211-29.
Sillen A & J Parkington 1996: Diagenesis of bones from Eland's Bay Cave. Journal of Archaeological Science
23, 535-42.
Swift MJ, OW Heal & JM Anderson 1979: Decompostion in Terrestial Ecosystems. Blackwell Scientific
Publications, Oxford.
Taylor RE, PE Hare & TD White 1995: Geochemical criteria for thermal alteration of bone. Journal of
Archaeological Science 22, 115-9.
Tucker A, 1990: The diagenesis of fossils. In: Donovan SK (ed.) The Process of fossilisation. Columbia University
Press, New York, p. 84-104.
Tuross N, AK Behrensmeyer & ED Eanes 1989: Strontium increases and cristallinity changes in taphonomic
and archaeological bones. Journal of Archaeological Science 16, 661-72.
Vrany B, Z Hnatkova & A Letti 1988: Occurrence of collagen-degrading microorganisms in associations of
mesophilic heterotrophic bacteria from various soils. Folia Microbiologicka 33, 458-61.
Waite ER, Child AM, Crai OE, Collins MJ, Gelsthorp K & Brown TA 1997: A preliminary investigation of
DNA stability in bone during artificial diagenesis. Bulletin Societe geologique de France 168, 547-54.
Wang Y & TE Cerling 1994: A model for fossil tooth and bone diagenesis: implication for paleodiet reconstruction
from stable isotopes. Paleogeography, Paleoclimatology, Paleoecology 107, 281-9.
Weiner S & O Bar-Yosef 1990: States of preservation of bones from prehistoric sites in the Near-East: a survey.
Journal of Archaeological Science 17, 187-96.
Weiner S, P Goldberg & O Bar-Josef 1993: Bone preservation in Kebara Cave, Israel using On-Site Fourier
Transform Infrared Spectrometry. Journal of Archaeological Science 20, 613-27.
Weiner S & PA Price 1986: Disaggregation of bone into crystals. Calcified Tissue International 39, 365-75.
Weiner S, W Traub & H Elster 1989: The molecular structure of bone and its relation to diagenesis. Applied
Geochemistry 4, 231-32.
White, EM & LA Hannus 1983: Chemical weathering of bone in archaeological soils. American Antiquity 48,
316-22.
Wiechmann I, E Brandt & G Grupe 1999: State of preservation of polymorphic plasma proteins recovered from
ancient human bones. International Journal of Osteoarchaeology 9, 383-94.
Willey P, A. Galloway & L Snyder 1997: Bone mineral density and survival of elements and element portions
in the bones of the Crow Creek massacre victims, American Journal of Physical Anthropology 104, 513-28.
Williams CT, 1988: Alteration of chemical composition of fossil bones by soil processes and groundwater. In
Grupe G & B Herrman (eds), Trace Elements in Environmental History. Springer-Verlag, Berlin, p. 27-40.
Wright LE & HP Schwarcz 1996: Infrared and isotopic evidence for diagenesis of bone apatite at Dos Pilas,
Guatemala: Paleodietary implications. Journal of Archaeological Science 23, 933-44.
Glas
Adams PB, 1984: Glass corrosion. Journal of Non-Crystalline Solids 67, 193-205.
Bacon FR, 1968: The chemical durability of silicate glass. Glass Industry 49, 438-559.
Clark DE & BK Zoitos 1992: Corrosion of glass, ceramics and ceramic superconductors. Noyes publications,
Park Ridge, New Jersey.
Cox GA & BA Ford 1993: The long term corrosion of glass by groundwater. Journal of Materials Science 28,
5637-47.
Cox GA & AR Khooli 1992: The natural corrosion of glass: the formation and structure of plugs. Glass
Technology 33, 60-2.
Cox GA & AM Pollard 1977: X-ray fluorescence analysis of ancient glass: the importance of sample preparation.
Archaeometry 19, 45-54.
Doremus RH, 1973: Glass science. John Wiley & Sons, New York.
El-Shamy TM, 1973: The chemical durability of K2O-CaO-MgO-SiO2 glasses. Physics and Chemistry of
Glasses 14, 1-5.
95

El-Shamy TM, JH Lewins & RW Douglas 1972: The dependence on the pH of the decomposition of glasses by
aqueous solutions. Glass Technology 13, 81-7.
Fletcher WW, 1972: The chemical durability of glass. A burial experiment at Ballidon in Derbyshire. Journal of
Glass Studies 14, 149-51.
Freestone IC, 2001: Post-depositional changes in archaeological ceramics and glasses. In: Brothwell DL & AM
Pollard (eds.): Handbook of Archaeological Sciences. Wiley Interscience, Chichester, p. 615-25.
Geilman W, 1956: Beiträge zur Kenntnis alter Gläser IV. Die Zersetzung der Gläser im Boden. Glastechnische
Berichte 29, 156-68.
Heimann RB, 1986: Nuclear fuel waste management and archaeology: are ancient glasses indicators of long
term durability of man made materials. Glass Technology 27, 96-101.
Hench LL, 1975: Charcterization of glass corrosion and durability. Journal of Non-Crystalline Solids 19, 27-39.
Macquet C & JH Thomassin 1982: Archaeological glasses as modelling of the behaviour of buried nuclear
waste glass. Applied Clay Science 7, 17-31.
Newton RG, 1971: The enigma of the layered crusts on some wehatered glasses, a chronological account of the
investigations. Archaeometry 13, 1-9.
Newton RG, 1981: A summary of the progress of the Ballidon glass burial experiment. Glass Technology 22,
42-5.
Newton RG, 1982: The deterioration and conservation of painted glass. A critical biliography. Occasional
Papers, II. British Academy and Oxford University Press.
Newton RG, 1985: The durability of glass - a review. Glass Technology 26, 21-38.
Newton RG 1989: Deterioration of glass. In: Newton RG & S Davison (eds.): Conservation of glass. Butterworths
series in conservation and museology. Butterworth & Co. Ltd, London/Boston, p. 135-64..
Newton RG & S Davison 1989: Conservation of glass. Butterworths series in conservation and museology.
Butterworth & Co. Ltd, London/Boston.
Newton RG & A Paul 1980: A new approach to predicting the durability of glasses from their chemical
compositions. Glass Technology 21, 307-9.
Paul A, 1977: Chemical durability of glasses; a thermodynamic approach. Journal of Materials Science 12,
2246-68.
Paul A, 1982: Chemistry of glass. Chapman and Hall, London.
Pearson C, 1987: Deterioration of ceramics, glass and stone. In: Pearson C (ed.) Conservation of Marine
Archaeological Objects. Butterworth series in Conservation and Museology, Butterworth & Co Ltd.
London/Boston, p. 99-104.
Römich H, 1999: Historic glass and its interaction with the environment. In: Tennent NH (ed.): The
conservation of glass and ceramics: research, practice and training. James & James. (Science Publishers),
London, p. 5-14
Scholze H, 1982: Chemical durability of glasses. Journal of Non-Crystalline Solids 52, 91-103.
Scholze H, 1985: Bedeutung der ausgelaugten Schicht für die chemische Beständigkeit. Untersuchungen an
einem Kalk-Natronsilicatglas. Glastechnische Berichte 58, 116-24.
Schreiner M, 1991: Glass of the past: the degradation and deterioration of medival glass artifacts. Mikrochimica
acta 2, 255-64.
Tennent NH, 1999: The conservation of glass and ceramics: research, practice and training. James & James.
Science Publishers, London.
Vandiver PB, 1995: Corrosion of synthesized glasses and glazes as analogs for nuclear waste glass degradation.
In: Vandiver PB, JR Druzik, JLG Madrid , IC Freestone & GS Wheeler (eds.), Materials Issues in Art and
Archaeology IV. Materials research society symposium proceedings, volume 352, Materials Research
Society, Pittsburgh, Pennsylvania, p. 395-411
Hout
Adams PB, 1984: Glass corrosion. Journal of Non-Crystalline Solids 67, 193-205.
Astrup EE, 1994: A medieval log house in Oslo - conservation of waterlogged softwoods with polyethylene glycol
(PEG). I: Hoffmann P, T Daley & T Grant (eds.), Proceedings of the 5th ICOM Group on Wet Organic
Archaeological Materials Conference, Portland/Maine, 1993. ICOM, Bremerhaven, p 41-50.
Baecker AAW & GM Rogers 1991: Immunolocalization of xylanase produced by Clostridium xylanolyticum
during anaerobic decay of Pinus patula. Document IRG/WP/1505. International Research Group on Wood
Preservation.
Baker AJ, 1974: Degradation of wood by products of metal corrosion. USDA Forest Service Research Paper
FPL (229).
Barclay R, 1981: Wood consolidation on an eighteenth century English fire engine. Studies in Conervation 26,
133-9.
96

Barkman L, 1975: The preservation of the warship Wasa. In: Oddy WA (ed.), Problems in the Conservation of
Waterlogged Wood. Maritime Monographs and Reports No. 16. National Maritime Museum, Stockholm, p.
65-105.
Becker G, 1971: On the biology, physiology and ecology of marine wood-boring crustaceans. In: Jones GEB &
SK Eltringham (eds.): Marine Borers, Fungi, and Fouling Organisms of Wood. Organization for Economic
Co-Operation and Development, Portsmouth., p. 303-26.
Benner R, AE MacCubbin & RE Hodson 1984: Anaerobic Biodegradation of the Lignin and Polysaccharide
Components of Lignocellulose and Synthetic Lignin by Sediment Microflora. Applied and Environmental
Microbiology 47, 998-1004.
Björdal CG, T Nilsson & GF Daniel 1999: Microbial decay of waterlogged archaeological wood found in
Sweden. International Biodeterioration & Biodegradation 43, 63-73.
Björdal CG, GF Daniel & T Nilsson 2000: Depth of burial, an important factor in controlling bacterial decay of
waterlogged archaeological poles. International Biodeterioration & Biodegradation 45, 15-26.
Björdal CG, 2000: Waterlogged Archaeological Wood. Biodegradation and its implications for conservation.
Dissertation Swedish University of Agricultural Sciences, Department of Wood Science.
Björdal CG & T Nilsson 2002: Waterlogged archaeological wood - a substrate for white rot fungi during
drainage of wetlands. International Biodeterioration & Biodegradation 50, 17-23.
Blanchette RA, 1991: Delignification by wood-decay fungi. Annual Review of Phytopathology 29, 381-98.
Blanchette RA, 1995: Biodeterioration of archaeological wood. CAB Abstracts/Biodeterioration Abstracts 9,
113-27.
Blanchette RA, 2000: A review of microbial deterioration found in archaeological wood from different
environments. International Biodeterioration & Biodegradation 46, 189-204.
Blanchette RA, KR Cease, AR Abad, TA Burnes & JR Obst 1991: Ultrastructural characterization of wood from
Tertiary fossil forests in the Canadian Arctic. Canadian Journal of Botany 69, 560-8.
Blanchette RA, KR Cease, AR Abad, RJ Koestler, E Simpson & SK Sams 1991: An evaluation of different
forms of deterioration found in archaeological wood. International Biodeterioration 28, 3-22.
Blanchette RA, K Iiyama, AR Abad & CR Cease 1991: Ultrastructure of ancient buried woord from Japan.
Holzforschung 45, 161-8.
Blanchette RA & E Simpson 1992: Soft rot and wood pseudomorphs in an ancient coffin (700 BC) from
Tumulus MM at Gordion, Turkey. International Association of Wood Anatomists Bulletin, n.s. (13), 201-13.
Blanchette RA, JE Haight, RJ Koestler, PB Hatchfield & D Arnold 1994: Assessment of deterioration in
archaeological wood from ancient Egypt. Journal of the American Institute for Conservation 33, 55-70.
Blanchette RA & P Hoffmann 1994: Degradation processes in waterlogged archaeological wood. In: Hoffmann
P, T Daley & T Grant (eds.): Proceedings of the 5th ICOM Group on Wet Organic Archaeological Materials
Conference, Portland/Maine, 1993. ICOM, Bremerhaven, p. 111-42.
Blanchette RA, JR Obst & TE Timell 1994: Biodegradation of compression wood and tension wood by white
and brown rot fungi. Holzforschung 48 (Suppl.) 34-42.
Boddy L & AM Ainsworth 1984: Decomposition of Neolithic wood from the Sweet Track. Somerset Levels
Papers 10, 92-6.
Borgin K, N Parameswaren & W Liese 1975: The effect of aging on the ultrastructure of wood. Wood Science
and Technology 9, 87-98.
Boutelje JB & AF Bravery 1968: Observations on the bacterial attack of piles supporting a Stockholm building.
Journal of the Institute of Wood Science 20, 47-57.
Boutelje JB & B Göransson 1975: Decay in wood construction below the ground water table. Swedish Journal
of Agricultural Research. 5, 113-23.
Briglia M, PJM Middeldorp & MS Salkinoja-Salonen 1994: Mineralization performance of Rhodococcus
chlorophenolicus strain PCP-1 n contaminated soil simulating on site conditions. Soil Biology and. Biochemistry.
26, 377-85.
Burns G, KM Wilson-Yang & JE Smeaton 1989: Archaeologcial sites as physicochemical systems: Marcroarchaeometry
of the tomb of Nefertari, Valley of the Queens, Egypt. In: Allen RO (ed.), Archaeological
Chemistry IV. Advances in Chemistry series 220. Washington, DC: American Chemical Society. p. 289-310
Buswell JA & E Odier 1987: Lignin biodegradation. CRC Critical Review in Biotechnology 6, 1-60.
Caple C, 1994: Reburial of waterlogged wood, the problems and potential of this conservation technique.
International Biodeterioration & Biodegradation 34, 61-72.
Caple C, D Dungworth & P Clogg 1997: Results of the characterisation of the anoxic waterlogged environments
which preserve archaeological organic materials. . In: Hoffmann P, T Daley, T Grant & JA Spriggs (eds.),
Proceedings of the 6th ICOM Group on Wet Organic Archaeological Materials Conference, York, 1996,
ICOM, Bremerhaven, p. 57-71.
Caple C & W Murray 1992: The composition and conservation potential of the charred structural timbers from
the Haddenham Long Barrow. AML reports 22, English Heritage, London.
97

Carruthers SM, 1979: Examination of timbers for evidence of decay and microbiological activity. Somerset
Levels Papers 5.
Casparie WA, JG Streefkerk & RJ Zandstra 1992: De neolithische veenweg van Nieuw-Dordrecht (DR). Een
archeologisch monument op de helling. Paleo-Aktueel 3, 55-60.
Chang ST, DNS Hon & WC Feist 1982: Photo degradation and photo protection of wood surfaces. Wood and
Fiber Science 14, 104-17.
Christie RL & NJ McMillan 1991: Tertiary fossil forests of the Geodetic Hills. Geological Survey of Canada,
Bulletin 403. Axel Heiberg Island, Arctic Archipelago: Geological Survey of Canada.
Clausen CA, 1996: Bacterial Associations with Decaying Wood: a Review. International Biodeterioration &
Biodegradation 37, 101-7.
Corfield M, 1994: Monitoring the condition of waterlogged archaeological sites. In: Hoffmann P, T Daley & T
Grant (eds.), Proceedings of the 5th ICOM Group on Wet Organic Archaeological Materials Conference,
Portland/Maine, 1993. ICOM, Bremerhaven, p. 423-36
Courtois H, 1966: Über den Zellwandabbau durch Bakterien im Nadelholz. Holzforschung 22, 148-54.
Crestini CG, NMN El Haididi & G Palleschi 2000: Does lignin last 2000 years? Toward the understanding of
oxidative degradation processes in archaeological wood. Abstracts of papers of the American Chemical
Society 219, 102-xx.
Dahlquist RI & JW Knoll 1978: ICP-AES: Analyses of biological maerials ands soils for trace and ultra-trace
elements. Applied Spectrospcopy 32, 1-30.
Daniel GF & T Nilsson 1984: Studies on the S2 layer of Pinus silvestris. Report no 154. The Swedish University
of Agricultural Sciences, Department of Forest Products, Uppsala.
Daniel GF & T Nilsson 1986: Ultrastructural observations on wood degrading erosion bacteria. Document
IRG/WP/1283. International Research Group on Wood Preservation.
Daniel GF, T Nilsson & AP Singh 1987: Degradation of lignocellulosics by unique tunnel-forming bacteria.
Canadian Journal of Microbiology 33, 943-8.
Daniel GF & T Nilsson 1997: Developments in the study of soft rot and bacterial decay. In: Bruce A & JW
Palfreyman (eds.): Forest Products Biotechnology. Taylor & Francis, London.
De Jong J, 1981: The deterioration of waterlogged wood and its protection in soil. 31-39 In: De Vries-
Zuiderbaan LH (ed.): Conservation of Waterlogged Wood: international symposium on the conservation of
large objects of waterlogged wood. Governement Printing and Publishing Office, The Hague, p.31-9.
De Vries-Zuiderbaan LH, 1981: Conservation of Waterlogged Wood: international symposium on the conservation
of large objects of waterlogged wood. Governement Printing and Publishing Office, The Hague.
Dill I & G Kraepeling 1988: Der Abbau von Lignin/Cellulose durch Wessfäule-Pilze: Einfluss spezifischer
ökologischer Faktoren. Forum Mikrobiologie 11, 484-9.
Donaldson LA & AP Singh 1990: Ultrastructure of Terminalia wood from an ancient Polynesian canoe.
International Association of Wood Anatomists Bulletin NS 11, 195-202.
Eaton RA & MDC Hale 1993: Wood: Decay, Pests and Protection. Chapman & Hall, London.
Eltringham SK, 1971: Marine borers and fungi. In: Jones GEB & SK Eltringham (eds.): Marine Borers, Fungi,
and Fouling Organisms of Wood. Organization for Economic Co-Operation and Development, Portsmouth,
p. 327-35.
Eriksson E-E, RA Blanchette & P Ander 1990: Microbial and enzymatic degradation of wood and wood
components. Springer Verlag, New York.
Eslyn WE & JW Clark 1976: Appraising deterioration in submerged piling. Material und Organismen 11, 43-
52.
Eslyn WE & WG Moore 1984: Bacteria and acompanying deterioration in river pilings. Material und
Organismen 19, 263-82.
Fengel D, 1991: Aging and fossilization of wood and its components. Wood Science and Technology 25, 153-
77.
Fengel C & G Wegener 1984: Wood. Walter de Gruyter, Berlin.
Ferrari B & J Adams 1990: Biogenic modifications of marine sediments and their influence on archaeological
material. The International Journal of Nautical Archaeology and Underwater Exploration 19, 139-51.
Gareth Jones EB, RD Turner, SEJ Furtado & H Kühne 1976: Marine biodeteriogenic organisms I. lignicolous
fungi and bacteria and the wood boring mollusca and crustacea. International Biodeterioration Bulletin 12,
120-34.
Glinski J & W Stepniewski 1983: Soil Aeration and its Role for Plants. CRC Press, Boca Raton, Florida.
Gratten DW, 1987: Waterlogged wood. In: Pearson C (ed.), Conservation of Marine Archaeological Objects,
Butterworths Series in Conservation and Museology, Butterworth & Co. Ltd, London/Boston, p. 55-67.
Gratten DW & C Mathias 1986: Analysis of waterlogged wood: the value of chemical analysis and other simple
methods in evaluating condition. Somerset Levels Papers 12, 5-12.
Greaves H, 1971: The bacterial factor in wood decay. Wood Science and Technology 5, 6-16.
98

Greaves H & JF Levy 1968: Microbial associations in the deterioration of wood under long-term exposure. In:
Walters AH & JJ Elphinck (eds.), Biodeterioration of Materials, Elsevier, Amsterdam/etc., p. 429-43.
Greenhill B, 1995: Archaeology of Boats and Ships: Introduction. Conway Maritime Press, London.
Gregory D, 1998: Re-burial of timbers in the marine environment as a menas of their long-term storage:
experimental studies in Lynaes Sands, Denmark. The International Journal of Nautical Archaeology 27,
343-58.
Gregory DJ, 1996: A study of chemical and biological deterioration. PhD thesis, Leicester University, UK.
Grinda M, 1997: Some experiences with attack of microorganisms on wooden constructions supporting
foundations of houses and bridges. Document IRG/WP.97 10132. International Research Group on Wood
Preservation.
Guthrie JN, LL Blackall, DJM Moriarty & PD Nichols 1996: Microbial decomposition of submerged timbers of
the historical shipwreck HMS Pandora. Australian Society of Microbiology 17, 1-17.
Gutrie JN, LL Blackall, DJM Moriarty & P Gesner: Wrecks and marine microbiology case study from the Pandora.
Queensland Museumbulletin18_2 www.mm.wa.gov.au/museum/aima/bulletins/bulletin18_2/qld.html.
Hammel KE, 1997: Fungal Degradation of Lignin. In: Cadisch G & KE Giller (eds.), Plant Litter Quality and
Decomposition, CAB International driven by Nature, p. 33-45.
Hardell HL, GJ Leary, M Stoll & U Westermark 1980: Variations in ligning structure in defined morphological
parts of spruce. Svensk Pappersmassetidning 2, 44-9.
Harmsen L & TV Nissen 1965: Der Bakterienangriff auf Holz. Holz als Roh- und Werkstoff 23, 389-93.
Hatchfield PB, 1986: Note on a fill material for water sensitive objects. Journal of the American Institute for
Conservation 25, 93-6.
Hatchfield PB & RJ Koestler 1987: Scanning electron microscopic examination of archaeological wood
microstructure altered by consolidation treatments. Scanning Microscopy 1, 1059-69.
Hedges JI, GL Cowie, JR Ertel, RJ Barbour & PG Hatcher 1985: Degradation of carbohydrates and lignins in
buried woods. Geochimica et Cosmochimica Acta 49, 701-11.
Hegarty BM & PMT Curran 1984: The effect of salinity/osmotic pressure on the wood decay capacity of marine
and non-marine fungi. International Biodeterioration 20, 79-84.
Highley TL & BL Illman 1991: Progress in understanding how brown-rot fungi degrade cellulose.
Biodeterioration Abstracts 5, 231-44.
Higuchi T, 1990: Lignin biochemistry: biosynthesis and biodegradation. Wood Science and Technology 24, 23-
63.
Hoffmann P & RA Blanchette 1997: The conservation of a fossil tree trunk. Studies in Conservation 42, 74-82.
Hoffmann P, RD Peek & E Schwab 1986: Das Holz der Archäologen. Holz als Roh- und Werkstoff 44, xx.
Hoffmeyer P, 1976: Mechanical properties of soft-rot-decayed Scots pine with special reference to wooden
poles. In: Soft rot in utility poles (Swedish Wood Preservation Institute 117). Stockholm.
Holt DM, 1983: Bacterial degradation of lignified wood cell walls in aerobic aquatic habitats: Decay patterns
and mechanisms proposed to account for their formation. Journal of the Institute of Wood Science 9, 212-
23.
Holt DM, EBG Jones & SEJ Furtado 1979: Bacterial breakdown of wood in aquatic habitats. In: Record of the
1979 Annual Convention of the British Wood Preserving Association, p. 13-24
Iiyama K, N Kasuya, LTB Tuyet, J Nankano, & H Sakaguchi 1988: Chemical characterization of ancient buried
wood. Holzforschung 42, 5-10.
Jagels R, BL Seifert, JE Shottafer, JL Wolfhagen & JD Carlisle 1987: Analysis of wet-site archaeological wood
samples. Forest Products Journal 38, 33-8.
Jennings DH & G Lysek 1996: Fungal Biology: Understanding the Fungal Lifestyle. BIOS Scientific
Publishers, Guildford.
Jones MA & MH Rule 1990: Preserving the wreck of the Mary Rose. In: Hoffmann P (ed.), Proceedings of the
4th ICOM-Group on Wet Organic Archaeological Materials Conference. ICOM, Bremerhaven, p. 14-38.
Jong JD, 1979: Protection and conservation of shipwrecks. In: McGrail S (ed.), Medieval Ships & Harbours.
(British Archaeological Reports nr. 66) London.
Jurgensen MF, MJ Larsen, SD Spano, AE Harvey & MR Gale 1984: Nitrogen fixation associated with increased
wood decay in Douglas-fir residue. Forest Science, 1038-44.
Kass A, FF Wangaard & HA Schroeder 1970: Chemical degradation of wood: The relationship between
strength retention and pentosan content. Wood and Fiber Science 2, 31-9.
Keepax C, 1975: Scanning electron microscopy of wood replaced by iron corrosion products. Journal of
Archaeological Science 2, 145-50.
Kim YS, 1989: Micromorphology of degraded archaeological pine wood in waterlogged situations. Material
und Organismen 24, 271-86.
Kim YS, 1990: Chemical characteristics of waterlogged archaeological wood. Holzforschung 44, 169-72.
99

Kim YS, SG Gwi & KH Myung 1997: Degradation characteristics of wood cellulose by ruminal cellulolytic
anaerobic bacterium Ruminococcus albus F-40. Mokchae Konghak 25, 83-95.
Kim YS & AP Singh 1993: Ultrastructural aspects of bacterial attacks on an archaeological wood. Document
IRG/WP/10007. International Research Group on Wood Preservation.
Kim YS & AP Singh 1994: Ultrastructural aspects of bacterial attacks on a submerged ancient wood. Mokuzai
Gakkaishi 40, 554-62.
Kim YS, AP Singh & T Nilsson 1995: Importance of Bacteria in the Deterioration of Archaeological Woods.
Document IRG/WP 95-10122. International Research Group on Wood Preservation.
Kim YS, AP Singh & T Nilsson 1996: Bacteria as important degraders in waterlogged archaeological woods.
Holzforschung 50, 389-92.
Kim YS & AP Singh 1999: Micromorphological characteristics of compression wood degradation in
waterlogged archaeological pine wood. Holzforschung 53, 381-5.
Kim YS & AP Singh 2000: Micromorphological characteristics of wood biodegradation in wet environments: A
review. IAWA Journal 21, 135-55.
Kirk TK & EB Cowling 1984: Biological decomposition of solid wood. In: Rowell RM, 1984: The chemistry of
solid wood (Advances in Chemistry series 207), American Chemical Society, Washington DC, p. 455-87.
Kirk TK & RL Farrell 1987: Enzymatic "combustion": The microbial degradation of lignin. Annual Review of
Microbiology 41, 465-505.
Klaassen RKWM, PJM de Nijs & GW van Beusekom 2000: Bacteriële aantasting van houten paalfunderingen.
Literatuurstudie en inventarisatie van de Nederlandse situatie. SHR, Wageningen; Wareco, Amsterdam;
TNO/NITG, Utrecht.
Knuth DT & E McCoy 1961: Bacterial deterioration of pine logs in pond storage. Bacteriological Proceedings.
61, 60- xx.
Kohdzuma Y, K Minato & Y Katayama 1996: Relationships between some properties of waterlogged woods.
Mokuzai Gakkaishi 42, 681-87.
Kuo MI & N Hu 1991: Ultrastructural changes of photodegradation of wood surfaces exposed to UV.
Holzforschung 45, 347-53.
Lenihan DJ, 1989: USS Arizona Memorial and Pearl Harbor National Historic Landmark. Submerged Cultural
Resources Study (outhwest Cultural Resources Centre Professional Papers No. 23) Santa Fe, New Mexico.
Levy JF, 1963: The condition of archaeological wood. In: Bothwell D & E Higgs (eds.), Science in Archaeology
- a survey of progress and research. Thames and Hudson. London, p. 188-90
Levy JF, 1975: Bacteria associated with wood in ground contact. In: Liese W (ed.): Biological transformation of
Wood by Microogranisms. Springer Verlag, Berlin, p. 64-73
Liese W, 1970: Ultrastructural aspects of woody tissue disintegration. Annual Review of Phytopathology 8, 231-
57.
MacLeod ID & C Kenna 1990: Degradation of archaeological timbers by pyrite: Oxidation of iron and sulphur
species. In: Hoffmann P (ed.), Proceedings of the 4th ICOM-Group on Wet Organic Archaeological
Materials Conference. ICOM, Bremerhaven, p. 133-42
Marian JE & A Wissing 1960: The chemical and mechanical deterioration of wood in contact with iron: Part 1,
Mechanical deterioration. Svensk Pappersmassetidning 63, 47-57.
Marian JE & A Wissing 1960: The chemical and mechanical deterioration of wood in contact with iron: Part 2,
Chemical decomposition. Svensk Pappersmassetidning 63, 98-106.
Maurer A & D Fengel 1991: Elektronenmikroskopische Darstellung von Strukturellen Einzelheiten in Nadelolz-zellwänden
anhand sehr dünner Ultramikrotomschnitte. Holz als Roh- und Werkstoff 49, 53-56.
McCarthy M, 1988: S.S. Xantho: The pre-disturbance assessment, excavation and management of an iron steam
shipwreck off the coast of Western Australia. International Journal of Nautical Archaeology 17, 339-47.
Micales JA, 1997: Mechanisms of Wood Decay and Biological Control - An Introduction. International
Biodeterioration & Biodegradation 39, 99-100.
Nagashima Y, K Fukuda, S Sato & T Haraguchi 1990: Morphological changes of wood-degrading erosion
bacteria in aquatic habitats. Mokuzai Gakkaishi 35, 1076-83.
Nagelkerken W, 1985: Preliminary Report on the Determination of the Location of the Historical Anchorage at
Orange Bay, St. Eustatius, Ndtherlands Antilles. 60-76 IN: Daniel GF, T Nilsson, AP Singh 1987:
Degradation of lignocellulosics by unique tunnel-forming bacteria. Canadian Journal of Microbiology. 33,
943-8.
Nelson BC, MA Goni, JI Hedges & RA Blanchette 1995: Soft-rot fungal degradation of lignin in 2700-year-old
archaeological woods. Holzforschung 49, 1-10.
Nilsson T & GF Daniel 1992: Preservation of Basidiomycete Hyphae in Ancient Waterlogged Wood Materials.
Document IRG/WP/1536-92. International Research Group on Wood Preservation.
Nilsson T, 1973: Studies on wood degradation and cellulolytic activity of microfungi. Studia Forestalia Suecica
Nr. 104.
100

Nilsson T, 1999: Microbial degradation of wood - an overview with special emphasis on waterlogged wood. In:
Bonnot-Diconne C, X Hiron, Q Khoi Tran & P Hoffmann (eds.), Proceedings of the 7th ICOM-CC
Working Group on Wet Organic Archaeological Materials Conference, Grenoble/France, 1998, p. 65-70.
Nilsson T, GF Daniel, TK Kirk & JR Obst 1989: Chemistry and microscopy of wood decay by some higher
Ascomycetes, Holzforschung 43, 11-8.
Nilsson T & GF Daniel 1983: Tunnelling bacteria. Document IRG/WP/1186. International Research Group on
Wood Preservation.
Nilsson T & D Holt 1983: Short note: Bacterial attack occurring in the S2 layer of wood fibers. Holzforschung
37, 107-8.
Nilsson T & AP Singh 1984: Cavitation bacteria. Document IRG/WP/1235. International Research Group on
Wood Preservation.
Obst JR, NJ McMilla, RA Blanchette, DJ Christensen, DM Crawford & O Faix 1991: Characterization of Canadian
Arctic fosil woods. In: Christie RL & NJ McMillan (eds.): Tertiary fossil forests of the Geodetic Hills.
Geological Survey of Canada, Bulletin 403. Axel Heiberg Island, Arctic Archipelago, p. 123-46.
Oxley I, 1998: The in situ preservation of underwater sites. In: Corfield M, P Hinton, T Nixon & AM Pollard
(eds.): Preserving Archaeological Remains in situ. Museum of London Archaeology Service, London, p.
159-73
Paajanen L & H Viitanen 1988: Microbiological degradation of wooden piles in building foundations.
Document IRG/WP/1370. International Research Group on Wood Preservation.
Panshin AJ & C de Zeeuw 1980: Textbook of wood technology (3rd ed.): McGraw-Hill, New York.
Parameswaran N & K Borgin 1980: Micromorphological and analytical study of an ancient pinewood from
Cyprus containing metallic copper. Holzforschung 34, 185-90.
Parameswaran N, 1981: Micromorphology of Spruce Timber after Long-term Service in a Potash Store House.
Holzforschung 39, 149-56.
Pareek S, J-I Azuma, S Matsui & Y Shimizu 2001: Degradation of lignin and lignin model compound under
sulfate reducing condition. Water Science and Technology 44, 351-358.
Passialis CN, 1997: Physico-chemical characteristics of waterlogged archaeological wood. Holzforschung 51,
111-3.
Pointing SB, 1995: Gamma irradiation and reburial as a potential novel passive conservation treatment for
waterlogged archaeological timbers from the Mary Rose. PhD thesis, University of Portsmouth, UK.
Pointing SB, EBG Jones & AM Jones 1998: Decay prevention in waterlogged archaeological wood using
gamma irradiation. International Biodeterioration & Biodegradation 42, 17-24.
Rayner ADM & L Boddy 1988: Fungal Decomposition of Wood: Its Biology and Ecology. Wiley, New York.
Riess W & GF Daniel 1997: Evaluation of preservation efforts for the Revolutionary War privateer Defence.
The International Journal of Nautical Archaeology 26, 330-8.
Robinson WS, 1981: Observations on the preservation of archaeological wrecks and metals in marine
environments. International Journal of Nautical Archaeology 10, 3-14.
Rogers GM & AAW Baecker 1991: Clostridium xylanolyticum sp.nov., an anaerobic xylanolytic bacterium
from decayed Pinus patula wood chips. International Journal of Systematic Bateriology 41, 140-3.
Rogers GM & AAW Baecker 1988: A new method for the study of microbiological decay of wood in a strictly
anaerobic environment. Document IRG/WP/2319. International Research Group on Wood Preservation.
Rogers GM, SA Jackson, GD Shelver & AAW Baeker 1992: Anaerobic degradation of lignocellulosic substrates
by a 1,4 beta xylanolytic Clostridium species novum. International Biodeterioation & Biodegradation
29, 3-17.
Rönnby J & L Zerpe 1995: Marinarkeologisk förundersökning. Kronholmskoggen, Gotland. 36. UV Visby.
Riksantikvarieambetet.
Rossel SE, EGM Abbot & JF Levy 1973: A review of the literature relating to the presence, action, and
interaction of bacteria in wood. Journal of the Institute of Wood Science 6, 28-35.
Rowell RM, 1984: The chemistry of solid wood (Advances in Chemistry series 207). American Chemical
Society, Washongton DC.
Rowell RM & RJ Barbour 1990: Archaeological Wood: Properties, Chemistry, and Preservation (Advances in
Chemistry Series 225), American Chemical Society, Washington DC.
Ruddick JNR & AW Kundezewicz 1991: Bacterial movement of iron in waterlogged soil and its effect on decay
in untreated wood. Material und Organismen 26, 169-81.
Sakai H, 1991: Process of deterioration of buried wood. Mokuzai Gakkaishi 37, 363-9.
Sandström M, F Jalilehvand, I Persson, U Gelius, P Frank & I Hall-Roth 2002: Deterioration of the seventeenthcentury
warship Vasa by internal formation of sulphuric acid. Nature 415, 893-7.
Scheffer TC & EB Cowling 1966: Natural resistance of wood to microbial deterioration. Annual Review of
Phytopathology 4, 147-70.
Schmidt O & W Liese 1994: Occurrence and significance of bacteria in wood. Holzforschung 48, 271-7.
101

Schoemaker HE, 1990: On the chemistry of lignin biodegradation. Recueil des Travaux Chimiques des Pays-
Bas et de la Belgique 109, 255-72.
Schultz G, 1968: Imprägnierung von Fichtenmasten nach Wasserlagerung. Material und Organismen 3, 177-84.
Sen J & RK Basak 1957: The chemistry of ancient buried wood. Geol. Fören. Förhandl. 79, 737-59.
Simpson E & R Payton 1986: Royal wooden furniture from Gordion. Archaeology 39, 40-7.
Singh AP, 1989: Certain aspects of bacterial degradation of wood. International Association of Wood Anatomists
Bulletin 10, 405-15.
Singh AP, 1997: The ultrastructure of the attack of Pinus radiata mild compression wood by erosion and
tunnelling bacteria. Canadian Journal of Botany 75, 1095-102.
Singh AP, 1997: Initial pit borders in Pinus radiata are resistant to degradation by soft rot fungi and erosion
bacteria but not tunneling bacteria. Holzforschung 51, 15-8.
Singh AP & JA Butcher 1991: Bacterial degradation of wood cell walls: A review of degradation patterns.
Journal of the Institute of Wood Science 12, 143-57.
Singh AP & JA Butcher 1990: Bacterial degradation of wood cell wall: A review of degradation patterns.
Document IRG/WP/1460. International Research Group on Wood Preservation.
Singh AP & YS Kim 1997: Biodegradation of wood in wet environments. Document IRG/WP 97-10217.
International Research Group on Wood Preservation.
Singh AP, T Nilsson & GF Daniel 1987: Ultrastructure of the attack of the wood of two high lignin tropical
hardwood species, Alstonia scholaris and Homalium faetidum, by tunneling bacteria. Journal of the
Institute of Wood Science 11, 26-43.
Singh AP, T Nilsson & GF Daniel 1990: Bacterial attack of Pinus sylvestris wood under near anaerobic
conditions. Journal of the Institute of Wood Science 11, 237-49.
Singh AP, T Nilsson & GF Daniel 1994: Microbial Decay of an Archaeological Wood. Document IRG/WP 94-
10053. International Research Group on Wood Preservation.
Singh AP, T Nilsson, GF Daniel 1996: Variable resistance of Pinus sylvestris wood components to attack by
wood degrading bacteria. In: 3rd Pacific Regional Wood Anatomy Conference. Rotorua.
Singh AP & RN Wakeling 1995: Bacteria are important degraders of cooling tower timbers: New Zealand
Experience. Document IRG/WP 95-10128. International Research Group on Wood Preservation.
Smith WC, J Grebmeier, RL Green & M Duskin 1981: Puget Sound: A Progress Report from the Center for
Marine Archaeology. In: Watts GP jr (ed.), Underwater Archaeology: The Challenge Before Us (The Proceedings
of the Twelfth Conference on Underwater Archaeology). Fathom Eight, San Marino, p. 348-67
Stein JK, 1983: Earthworm Activity: a Source of Potential Disturbance of Archaeological Sediments. American
Antiquity 48, 277-289.
Stambolov T, 1989: Environmental influences on the weathering of leather. In: Schmitzer W & J Göpfrich
1989: ICOM Arbeitsgruppe, Leathercraft and related objects, Internationale Leder- und Pergamenttagung
vom 8. Mai bis 12. Mai 1989. Deutches Schuh- und Ledermuseum, Offenbach am Main, p. 1-5.
Tuor U, K Winterhalter & A Fiechter 1995: Review: Enzymes of white-rot fungi involved in lignin degradation
and ecological determinants for wood decay. Journal of Biotechnology 41, 1-17.
Varossieau WW, 1953: Ancient buried and decayed wood, from a biological, chemical and physico-mechanical
point of view. In: Proceedings 7 th International Botanical Congress, Stockholm.
Vicuna R, B Gonzalez, D Seelenfreund, C Rüttimann & L Salas 1993: Ability of natural bacterial isolates to
metabolize high and low molecular weight lignin-derived molecules. Journal of Biotechnology 30, 9-13.
Walton DWH & D Allsopp 1977: A new test cloth for soil burial trials and other studies on celllose decomposition.
Internation Biodeterioration Bulletin 13, 112-5.
Wardrop AB & HE Dadswell 1955: The structure and properties of tension wood. Holzforschung 9, 97-103.
Wazny J, 1976: Deterioration of ancient wood in Biskupin archaeological excavations. Material und Organismen
3, 53-62.
Wilkins AP & JA Simpson 1988: Difibring of roof timbers. Journal of the Institute of Wood Science 11, 121-5.
Yang VW & BL Illman 1999: Optimum Growth Conditions for the Metal-Tolerant Wood Decay Fungus,
Meruliporia incrassata TFFH 294. Document IRG/WP 99-50142. International Research Group on Wood
Preservation.
Zabel RA & JJ Morrell 1992: Wood Microbiology, Decay and its Prevention. Academic Press, Orlando.
Ziebis W, T Pillen & B Unger 1998: A diver observatory for in situ studies in sublittoral sediments. Journal of
the Society for Underwater Technology 23, 63-9.
Keramiek
Buys S & V Oakley 1993: The Conservation and Restoration of Ceramics. Butterworth-Heinemann Series in
Conservation and Museology. Butterworth-Heinemann
Franklin UM & V Vitali 1985: The environmental stability of ancient ceramics. Archaeometry 27, 3-15.
102

Haslam R, in druk: An Examination of the Relationship between Firing Temperature, Soil Type and Postdepositional
Alteration in Fine Wares, Proceedings of the 33th Symposium on Archaeometry, Amsterdam
2002, (Geoarchaeological and Bioarchaeological Studies).
Heimann RB & M Maggetti 1981: Experiments on simulated burial of calcareous terra sigillata (mineralogical
change): Preliminary results. In: Hughes MJ (ed.): Scientific Studies in Archaeological Ceramics. Occasional
Paper No 19. British Museum, London. p. 163-77.
Podany J, N Agnew & M Demas 1994: Preservation of excavated mosaics by reburial: evaluation of some
traditional and newly developed materials and techniques. In Alarcao A, VH Correia & C Beloto C (eds).
Fith conference of the international committee for the conservation of mosaics, Faro-Conimbriga, October
1993, Lisbon, p. 1-19.
Schwedt T, H Mommsen & N. Zacharias, in druk: Post-depositional elemental alterations in pottery: Neutron
Activation Analyses of surface and core samples, Archaeometry.
Swain H, 1988: Pottery survival in the field: some initial results of experiments in frost shattering. Scottish
Archaeological Review 5, 87-9.
Leer
Cameron E, 1990: Identification of skin and leather preserved by iron corrosion products. Journal of
Archaeological Science 18, 25-33.
Chahine C, 1992: Le Cuir: Deterioration et Conservation. In: Autour du Cuir. Compte-rendu des rencontres
archeologiques de guiry 5-6 avril 1991. Musée Archéologique Départemental du Val d'Oise, Guiry-en-
Vexin, p. 79-88.
Chahine C, 2000: Changes in hydrothermal stability of leather and parchment with deterioration: a DSC study.
Thermochimica Acta 365, 101-10.
Dirksen V, 1997: The Degradation and Conservation of Leather. Journal of Conservation & Museum Studies 3.
Forbes RJ, 1957: Studies in ancient technology, volume V. E.J. Brill, Leiden.
Gansser A, 1950: The early history of tanning. Ciba review 7, 2938-962.
Gansser-Burckhardt A 1942: Das Leder und seine Verarbeitung im römischen Legionslager Vindonissa.
Veröffentlichungen der Gesellschaft pro Vindonissa, Band I. Basel: Kommissionsverlag von E. Birkäuser &
Cie. A.-G..
Godfrey I & K Kasi 1999: The analysis and treatment of waterlogged leather I: denaturation and defibrillisation
studies. In: Bonnot-Diconne C, X Hiron, Q Khoi Tran & P Hoffmann (eds.), Proceedings of the 7th ICOM-
CC Working Group on Wet Organic Archaeological Materials Conference, Grenoble/France, 1998, p. 217-
23.
Groenman-van Waateringe W, M Kilian & H van Londen 1999: The curing of hides and skins in European
prehistory. Antiquity 73, 884-90.
Larsen R, 1996: Environment Leather Project. Deterioration and Conservation of Vegetable Tanned Leather
(Protection and Conservation of The European Cultural Heritage Research Report No. 6.), LP Nielsen
Offset Desktop Bogtryk, Copenhagen.
Larsen R, M Vest & UB Kejser 1994: STEP Leather Project. Evaluation of the Correlation between Natural
and Artificial Ageing of Vegetable Tanned Leather and Determination of Parameters for Standaradization
of an Artificial Ageing Method (Protection and Conservation of European Cultural Heritage Research
Report No. 1). Bjarnholt Repro, Copenhagen.
Poplin F, 1992: Des Cuirs de l'Age du Bronze Conservés par le Cuivre. In: Autour du Cuir. Compte-rendu des
rencontres archeologiques de guiry 5-6 avril 1991. Musée Archéologique Départemental du Val d'Oise,
Guiry-en-Vexin, p. 97-102.
Rahme L, 1996: Leather: Preparation and Tanning by Traditional Methods. Caber Press, Portland, Oregon.
Reed R, 1972: Ancient Skins, Parchment and Leathers. Seminar Press, London, New York.
Schmitzer W & J Göpfrich 1989: ICOM Arbeitsgruppe, Leathercraft and related objects, Internationale Leder-
und Pergamenttagung vom 8. Mai bis 12. Mai 1989. Deutches Schuh- und Ledermuseum, Offenbach am
Main.
Stambolov T, 1969: Manufacture, deterioration and preservation of leather. A Literature survey of theoretical
aspects and ancient techniques. Central Research Laboratory for Objects of Art and Science, Amsterdam.
Stambolov T, 1989: Environmental influences on the weathering of leather. In: Schmitzer W & J Göpfrich
(eds.), ICOM Arbeitsgruppe, Leathercraft and related objects, Internationale Leder- und Pergamenttagung
vom 8. Mai bis 12. Mai 1989,. Deutches Schuh- und Ledermuseum, Offenbach am Main, p. 1-5
Strzelczyk AB, L Bannach & A Kurowska 1997: Biodeterioration of Archaeological Leather. International
Biodeterioration & Biodegradation 39, 301-9.
103

Metaal
Abelskamp K, G Boer, S Dimaki, N Earl, R Manley & R Leenheer 1997: Evaluation of exchangeable
information between technical and archaeological objects. In: MacLeod ID, SL Pennec & L Robbiola (eds.),
Metal 95, proceedings of the international conference on metals conservation, Semur en Auxois, 1995,
James and James Science Publishers, London, p. 15-6.
Arrhenius O, 1967: Ore, iron, artefacts and corrosion. Geological Survey of Sweden (SGU) Series C, 61,
Report C-626.
Booth GH, AW Cooper & PM Cooper 1967: Criteria of soil agressiveness towards buried metals. II. Assesment
of various soils. British Corrosion Journal 2, 109-13.
Booth GH, AW Cooper, PM Cooper & K Tiller 1967: Criteria of soil agressiveness towards buried metals. III.
Verification of predicted behaviour of selected soils. British Corrosion Journal 2, 114-8.
Booth GH, AW Cooper, PM Cooper & DS Wakerley 1967: Criteria of soil agressiveness towards buried metals.
I. Experimental methods. British Corrosion Journal 2, 104-8.
Booth GH, AK Tiller & F Wormwell 1962: Ancient iron nails well preserved from apparently corrosive soils.
Nature 195, 376-7.
British Iron and Steel 1952: Corrosion of buried metals (Special report No. 45), Iron and Steel Institute,
London.
Brown BF, HC Burnett, WT Chase, M Goodway, J Kruger & M Pourbaix 1977: Corrosion and metal artefacts -
a dialogue between conservators and archaeologists and corrosion scientists. US National Bureau of
Standards Special Publication 479. Washington DC:
Camitz G & TG Vinka 1989: Corrosion of steel and metal-coated steel in swedish soils - effects of soil parameters.
In: Chaker V & JD Palmer (eds.), Effects of soil characteristics on corrosion (ASTM STP 1013).
American Society for Testing and Materials, ASTM STP 1013, Philadelphia, p .37-53.
Chase WT, 1994: Chinese bronzes: casting, finishing, patination and corrosion. In: Scott DA, J Podany & BB
Considine (eds.): Ancient & historic metals, conservation and scientific research. Proceedings of a
symposium, 1991, The Getty Conservation Institute, Los Angeles, p 85-117.
Cheng XL, HY Ma, JP Zhang , X Chen, SH Chen & HQ Yang 1998: Corrosion of iron in acid solutions with
hydrogen sulfide. Corrosion 54, 369-76.
Corcoran P, MG Jarvi, D Mackney & KW Stevens 1977: Soil corrosiveness in South Oxfordshire. Journal of
Soil Science 28, 473-84.
Cronyn JM & WS Robinson 1990: Metals. In: Cronyn JM & WS Robinson 1990: The Elements of Archaeological
Conservation, Routledge, London and New York, p. 160-237.
Engvall AG, 1986: Corrosion aggressiveness of soil related to the activity of sulfate-reducing bacteria. In: Barry
S & DR Houghton (eds.), Biodeterioration, 6 (CAB International), p. 198-202
Escalante E, 1989: Concepts of underground corrosion. In: Chaker V & JD Palmer (eds.), Effects of soil characteristics
on corrosion (ASTM STP 1013). American Society for Testing and Materials, ASTM STP 1013,
Philadelphia, p. 81-94.
Evans UR, 1960: The corrosion and oxidation of metals. Arnold, London.
Farrer TW, L Biek & F Wormwell 1953: Role of tannates and phosphates in the preservation of ancient buried
iron objects. Journal of Applied Chemistry 3, 80-4.
Fjaestad M, AG Nord, K Tronner, I Ullén & A Lagerlöf 1996: Environmental Threats to Archaeological Artefacts.
In: Bridgland J (ed.): ICOM-CC 11th Triennial Meeting Edinburgh 1-6 September 1996 . James and
James Science Publishers, London,.p. 870-5.
Fjaestad M, AG Nord & K Tronner 1997: The decay of archaeological copper-alloy artefacts in soil. In: Mac-
Leod ID, SL Pennec & L Robbiola (eds.): Metal 95, proceedings of the international conference on metals
conservation, Semur en Auxois, 1995. James and James Science Publishers, London, p. 32-5.
Geilmann W von, 1956: Verwitterung von bronzen im Sandboden - Ein Beitrag zur Korrosionsforschung. Angewandte
Chemie 68, 201-12.
Gerwin W & R Baumhauer 2000: Effect of soil parameters on the corrosion of archaeological metal finds. Geoderma
96, 63-80.
Gimelfarb MN, 1990: Corrosion prediction for underground pipelines. Materials Performance 29, 18-20.
Kucera V, 1988: The effect of acidification on corrosion of structures and cultural property. In: Rodhe H & R
Herrara (eds), Acidification in tropical countries. Scope 36,. John Wiley & Sons, Chichester, p. 167-94.
Lee W, Z Lewandowski, PH Nielsen & WA Hamilton 1995: Role of sulfate-reducing bacteria in corrosion of
mild steel: a review. Biofouling 8, 165-94.
Levlin E, 1991: Corrosion of underground structures due to acidification: laboratory investigation. British
Corrosion Journal 26, 63-6.
MacLeod ID, 1987: Conservation of corroded iron artefacts - new methods for on-site preservation and cryoenic
deconcreting. International Journal of Nautical Archaeology 16, 49-56.
104

MacLeod ID 1989: The application of corrosion science to the management of maritime archaeological sites.
Bulletin of the Australian Institute for Maritime Archeology 13, 7-16.
MacLeod ID, 1989: Electrochemistry and conservation of iron in sea water. Chemistry in Australia 56, 227-9.
MacLeod ID, SL Pennec & L Robbiola 1997: Metal 95, proceedings of the international conference on metals
conservation, Semur en Auxois, 1995. James and James (Science Publishers), London.
MacLeod ID & R Wozniak 1996: Corrosion and Conservation of Lead in Sea Water. In: Bridgland J (ed.),
ICOM-CC 11th Triennial Meeting Edinburgh 1-6 September 1996 , James and James Science Publishers,
London, p. 884-90.
Marchal R, B Chaussepied & M Warzywoda 2001: Effect of ferrous ion availability on growth of a corroding
sulfate-reducing bacterium. International Biodeterioration & Biodegradation 47, 125-31.
Mattsson E, AG Nord, K Tronner, M Fjaestad, A Lagerlöf, I Ullén & GCh Borg 1996: Deterioration of
archaeological material in soil. Results on bronze artefacts.. Konserveringstekniska Studier Rapport RIK
10. Riksantikvarieämbetet, Informationsavdelningen Förlag, Stockholm.
McNeil MB & BJ Little 1992: Corrosion mechanisms for copper and silver objects in near-surface environments.
Journal of the American Institute for Conservation 31, 355-66.
McNeil MB & BJ Little 1999: The use of mineralogical data in interpretation of long-term microbiological
corrosion processes: sulfiding reactions. Journal of the American Institute for Conservation 38, 186-99
McNeil M & LS Selwyn 2001: Electrochemical processes in metallic corrosion. In: Brothwell DR & AM
Pollard (eds.), Handbook of Archaeological Sciences. Wiley Interscience, Chichester, p. 605-14.
Moore TJ & CT Hallmar 1987: Soil properties influencing corrosion of stell in Texas soils. Soil Science Society
of America Journal 51, 1250-56.
Mourey W & L Robbiola 1998: Proceedings of the International Conference on Metals Conservation (METAL
'98), Draguignan-Figanières, France, May 27-29, 1998. James and James Science Publishers, London.
North NA, ID MacLeod 1987: Corrosion of metals. In: Pearson C (ed.), Conservation of Marine Archaeological
Objects. Butterworths series in conservation and museology,. Butterworth & Co. Ltd, London, p. 68-98.
Okabe S, PH Nielsen, WL Jones & WG Charaklis 1995: Sulfide product inhibition of Desulfovibrio desulfuricans
in batch and continous cultures. Water research 29, 571-8.
Palmer JD, 1989: Environmental characteristics controlling the soil corrosion of ferrous piping. In: Chaker V &
JD Palmer (eds.), Effects of soil charac-teristics on corrosion (ASTM STP 1013). American Society for
Testing and Materials, ASTM STP 1013, Philadelphia, p. 5-17.
Parkins RN, 1992: Life prediction of corroding structures. National Association of Corrosion Engineers,
Houston, Texas.
Paul EA & FE Clark 1996: Microbial transformation of metals. In: Paul EA & FE Clark (eds.), Soil Microbiology
and Biochemistry. Academic Press, New York, p. 251-9.
Pourbaix M, N Zoubov & J van Muylder 1963: Atlas d'equilibres électrochimiques. Gauthier-Villars & Cie,
Paris, France.
Robbiola L, J-M Blengino & C Fiaud 1998: Morphology and mechanisms of formation of natural patinas on
archaeological Cu-Sn alloys. Corrosion Science 40, 2083-111.
Rodgers BA, 1989: The case for biologically induced corrosion at the Yorktown shipwreck archaeological site.
The International Journal of Nautical Archaeology and Underwater Exploration 18, 335-40.
Rodhe H & R Herrara 1988: Acidification in tropical countries. Scope 36. John Wiley & Sons, Chichester.
Romanoff M, 1957: Underground corrosion. Circular No. 579. National Bureau of Standards, Washington.
Scharff W. 1997: Immissionsbedingte Schäden an archäologischen Metallfunden im ländlichen Ramen. Archäologisches
Nachrichtenblatt 2, 166-79.
Scharff W, C Arnold, W Gerwin, I Huesmann, K Menzel, A Pötzsch & E Tolksdorff-Lienemann 2000: Schutz
archäologischer Funde aus Metall vor immissionsbedingter Schädigung. (Materialhefte zur Archäologie in
Baden-Württemberg 57). Konrad Theiss Verlag, Stuttgart.
Scharff W & IA Huesmann 1997: Accelearated decay of metal soil finds due to soil pollution, first report. In:
MacLeod ID, SL Pennec & L Robbiola (eds): Metal 95, proceedings of the international conference on
metals conservation, Semur en Auxois, 1995. James and James Science Publishers, London, p 17-20.
Schweizer F, 1994: Bronze objects from lake sites: from patina to "biography". In: Scott DA, J Podany & BB
Considine (eds.): Ancient & historic metals, conservation and scientific research (Proceedings of a
symposium, november 1991), The Getty Conservation Institute, Los Angeles, p. 33-49.
Scott DA, 1990: Bronze disease: a review of some chemical problems and the role of relative humidity. Journal
of the American Institute for Conservation 29, 193-206.
Scott DA, 1994: An examination of the patina and corrosion morphology of some Roman bronzes. Journal of
the American Institute for Conservation 33, 1-23.
Scott DA, J Podany & BB Considine 1994: Ancient & historic metals, conservation and scientific research.
Proceedings of a symposium, november 1991. The Getty Conservation Institute, Los Angeles.
Scully JC, 1990: The fundamentals of corrosion, 3rd edition. BPCC Wheatons Ltd, Exeter.
105

Shreir LL, 1964: Tannins to control corrosion. New Scientist 23, 332-3.
Taylor RJ & ID MacLeod 1985: Corrosion of bronzes on shipwrecks. A comparison of corrosion rates deduced
from shipwreck material and from electrochemical methods. Corrosion 41, 100-4.
Tronner K, AG Nord & GC Borg 1995: Corrosion of archaeological bronze artefacts in acidic soil. Water, Air
and Soil Pollution 85, 2725-30.
Turgoose S, 1985: The corrosion of lead and tin: before and after excavations. In: Miles G & S Pollard (eds.),
UKIC Occasional Papers No. 3. London, p. 15-6.
Tylecote RF, 1979: The effect of soil conditions on the long-term corrosion of buried tin-bronze and copper.
Journal of Archaeological Science 6, 345-68.
Videla HA, 1996: Manual of biocorrosion. Lewis Publishers, Boca Raton, USA.
Videla HA, 2001: Microbially induced corrosion: an updated overview. International Biodeterioration & Biodegradation
48, 176-201.
Wagner D, F Dakoronia, C Ferguson, WR Fischer, C Hills & H Kars 1997: "Soil archive" classification in terms
of impacts of conservability of archaeological heritage. MacLeod ID, SL Pennec & L Robbiola 1997: Metal
95, proceedings of the international conference on metals conservation, Semur en Auxois, 1995. James and
James (Science Publishers), London, p. 21-6.
Wagner D, M Kropp, WR Fisher & H Kars 1998: A systematic approach to the evaluation of the corrosion load
of archaeological metal objects. In: Mourey W & L Robbiola 1998: Proceedings of the International Conference
on Metals Conservation (METAL '98), Draguignan-Figanières, France, May 27-29, 1998. James and
James Science Publishers, London, p. 80-6.
Wagner D, M Kropp, KAN Abelskamp-Boos, F Dakoronia, N Earl, C Ferguson H. Kars & WR Fischer 1997:
Soil archive classification of European excavation sites in terms of impacts of conservability of archaeological
heritage. Final report, EC Project EV5V-CT94-0516. Iserlohn/Brussel:
West JM, 1976: Basic corrosion and oxidation, 2nd ed. Ellis Horwood, Chichester.
Wranglén G, 1985: Korrosion und Korrosionsschutz. Springer-Verlag, Berlin.
Nord AG, I Ullén, K Tronner & M Fjaestad 1999: The deterioration of archaeological metal artefacts in soil.
(The 1999 status report of the national Swedish project "Finds and environment” National Heritage Board,
Stockholm.
Monitoring
Specifieke literatuur aangaand monitoring van archeologische vindplaatsen is nog zeer beperkt; hoewel in
aantal behoudsstudie inmiddels wel hoofdstukken en paragrafen aan monitoring zijn gewijd. Verwacht mag
worden dat diverse projecten in uitvoering tot een aantal ervaringsfeiten leiden die in rapportages en artikelen
beschikbaar komen. De volgende relevante en recente studie moet genoemd worden:
Mol G,. 2002: Soil acidification monitoring in the Netherlands. Geologica Ultraiectina No. 216 (dissertatie
Universiteit Utrecht, Utrecht)
Organische materialen
Allsopp D & KJ Seal 1986: Introduction to Biodeterioration. Edward Arnold, London.
Berg B, 2000: Litter decomposition and organic matter turnover in northern forest soils. Forest Ecology and
Management 133, 13-22.
Bozkurt S, M Lucisano, L Moreno & I Neretnieks 2001: Peat as a potential analogue for the long-term evolution
in landfills. Earth-Science Reviews 53, 95-147.
Cronyn JM, 2001: The deterioration of organic materials. In: Brothwell DR & AM Pollard 2001: Handbook of
Archaeological Sciences. Wiley Interscience, Chichester, p. 627-36.
Florian M-LE, 1987: Deterioration of organic materials other than wood. In: Pearson C (ed.), Conservation of
Marine Archaeological Objects. Butterworths series in conservation and museology, Butterworth & Co.
Ltd., London/Boston, p. 21-54.
Kenward H & A Hall 2000: Decay of delicate organic remains in shallow urban deposits: are we at a
watershed?. Antiquity 74, 519-25.
Sollins P, P Homann & BA Caldwell 1996: Stabilization and destabilization of soil organic matter: mechanisms
and controls. Geoderma 74, 65-105.
Watson J, 1988: The identification of organic materials preserved by metal corrosion products. In: Olsen SL
(ed.), Scanning Electron Microscopy in Archaeology. BAR International Series 452, 65-76.
Pollen
Aaby B, 1983: Pollen preservation. In: Aaby BE (ed.) Forest development, soil genesis and human activity illustrated
by pollen and hypha analysis of two neighbouring podzols in Draved Forest, Denmark. Geological
Survey of Denmark. II. Series. No. 114, I komission hos C.A. Reitzels Forlag, Copenhagen, p. 47-60.
106

Andersen ST, 1986: Palaeoecological studies of terrestrial soils. In: Berglund BE (ed.): Handbook of Holocene
Palaeoecology and Palaeohydrology. John Wiley & Sons Ltd., Chichester, p. 165-77.
Berglund BE, 1986: Handbook of Holocene Palaeoecology and Palaeohydrology. John Wiley & Sons Ltd.
London.
Brooks J, PR Grant, M Muir, P van Gijzel & G Shaw 1971: Sporopollenin. Proceedings of a Symposium held at
the Geology Department, Imperial College, London, 23-25 September, 1970. Academic Press, London,
New York.
Campbell ID, 1999: Quaternary pollen taphonomy: examples of differential redeposition and differential
preservation. Palaeogeography, Palaeoclimatology, Palaeoecology 149, 245-56.
Campbell ID & C Campbell 1994: Pollen preservation: experimental wet-dry cycles in saline and desalinated
sediments. Palynology 18, 5-10.
Cushing EJ, 1967: Evidence for differential pollen preservation in late quaternary sediments in Minnesota.
Review of Palaeobotany and Palynology 4, 87-101.
Delcourt PA & HR Delcourt 1980: Pollen preservation and environmental history in the southeastern United
States. Palynology 4, 215-31.
Dimbleby GW, 1957: Pollen analysis of terrestrial soil. New Phytologist 56, 12-28.
Dimbleby GW, 1985: The Palynology of Archaeological Sites. Academic Press, New York.
Elsik WC, 1971: Microbiological Degradation of Sporopollenin. In: Brooks J, PR Grant, M Muir, P van Gijzel
& G Shaw 1971: Sporopollenin. Proceedings of a Symposium held at the Geology Department, Imperial
College, London, 23-25 September, 1970. Academic Press, London, New York, p. 480-509.
Faegri K & I Iversen 1989: Textbook of pollen analysis, 4e ed. John Wiley & Sons, London.
Goldstein S, 1960: Degradation of pollen by Phycomycetes. Ecology 41, 543-5.
Gorham DL, 2001: Pollen, phytoliths, and other microscopic plant remains in underwater archaeology. The
International Journal of Nautical Archaeology 30, 282-98.
Havinga AJ, 1964: Investigation into the differential corrosion susceptibility of pollen and spores. Pollen et
Spores 6, 621-35.
Havinga AJ, 1967: Palynology and pollen preservation. Review of Palaeobotany and Palynology 2, 81-98.
Havinga AJ, 1971: An experimental investigation into the deay of pollen and spores in various soil types. In:
Brooks J, PR Grant, M Muir, P van Gijzel & G Shaw 1971: Sporopollenin. Proceedings of a Symposium
held at the Geology Department, Imperial College, London, 23-25 September, 1970. Academic Press,
London, New York, p. 446-78.
Havinga AJ, 1984: A 20-year experimental investigation into the differential corrosion susceptibility of pollen
and spores in various soil types. Pollen et Spores 26, 541-57.
Holloway RG, 1989: Experimental mechanical pollen degradation and its application to Quaternary age
depostits. Texas Journal of Science 41, 131-45.
Kelso GK, 1993: Pollen-record formation processes, interdisciplinary archaeology, and land use by mill workers
and managers. The Boott Mills Corporation, Lowell, Massachusetts 1836-1942. Historical Archaeology 27,
71-93.
Kelso GK, SA Mrozowski, AC Edwards, MR Brown III, AJ Horning, GJ Brown & JR Dandoy 1995: Differential
pollen preservation in a seventeenth-century refuse pit, Jamestown Island, Virginia. Historical Archaeology
29, 43-54.
Kelso GK, D Ritchie & N Misso 2000: Pollen record preservation processes in the Salem Neck sewage plant
shell midden (19-ES-471), Salem, Massachusetts, U.S.A.. Journal of Archaeological Science 27, 235-40.
King JE, WE Klippel & R Duffield 1975: Pollen preservation and archaeology in Eastern North America.
American Antiquity 40, 180-90.
Österlund EJ, 1996: Degradation of materials and the Swedish heritage (1992-1995: a report from the Air
Pollution and Heritage Programme). Riksantikvarieämbetet och statens historiska museer. Institutionen för
konservering, Stockholm.
Pennington W, 1996: Limnic sediments and the taphonomy of lateglacial pollen assemblages. Quaternary
Science Reviews 15, 501-20.
Sangster AG & HM Dale 1961: A Preliminary Study of Differential Pollen Grain Preservation. Canadian
Journal of Botany 39, 35-43.
Sangster AG & HM Dale 1964: Pollen grain preservation of underrepresented species in fossil spectra.
Canadian Journal of Botany 42, 437-49.
Tomescu AMF, 2000: Evaluation of Holocene pollen records from the Romanian Plain. Review of Palaeobotany
and Palynology 109, 219-33.
Tschudy RH, 1969: Relationship of Palynomorphs to Sedimentation. In: Tschudy RH & RA Scott (eds.),
Aspects of Palynology. Wiley-Interscience, New York, etc., p. 79-96.
Tschudy RH & RA Scott 1969: Aspects of Palynology. Wiley-Interscience, New York.
107

Zetsche F & O Kälin 1931: Untersuchungen über die Membran der Sporen und Pollen, V, 4. Zur Autooxydation
der Sporopollenine. Helvetica Chimica Acta 14, 517-19.
Steen
Er is veel gerapporteerd en gepubliceerd over de verwering en conservering van natuursteen in gebouwde,
bovengrondse monumenten, waarvan hieronder enkele voorbeelden. Talrijke subsidies van de Europese
Commissie vanaf de jaren zeventig in de vorige eeuw hebben aanzienlijk aan het onderzoek en de stroom van
publicaties bijgedragen. Er is nauwelijks gekeken naar steen opgenomen in het (onzichtbare) bodemarchief.
Altieri A & S Ricci 1997: Calcium Uptake in Mosses and its Role in Stone Biodeterioration, International
Biodeterioration & Biodegredation 40, 201-4.
Amoroso GG & V Fassina (eds.) 1983: Stone Decay and Conservation. Atmospheric Pollution, Cleaning,
Consolidation and Protection (Material Science Monographs 11), Elsevier, Amsterdam.
Bertilsson U & R Löfvendahl 1992: Rock carvings. In: Air pollution and the Swedish heritage. Progress 1988-
1991 (Konserveringstekniska Studier, vol. 6),. Riksantikvarieämbetet, Stockholm.
Burroni D, Donahue RE & Pollard AM 2002: The Surface Alteration Features of Flint Artefacts as a Record of
Environmental Processes, Journal of Archaeological Science 29, 1277-87.
Camuffo D, 1998: Microclimate for Cultural Heritage (Developments in Atmospheric Science 23), Elsevier,
Amsterdam.
Chabas A, Jeannette D & RA Lefevre 2000: Crystallization and dissolution of airborne sea-salts on weathered
marble in a coastal environment at Delos (Cyclades-Greece), Atmospheric Environment 34, 219-24.
Fojud, R, M Kobusiewicz 1982: The influence of soluble salts on the state of preservation of flint surfaces and
wear-traces. In: Cahen D (ed.) Tailler! Pour quoi faire: Prehistoire et technologie lithique II - recent
progress in microwear studies. Studia Praehistorica Belgica 2: Tervuren: Musee Roal de l'Afrique
Centrale, p. 245-9.
Jager SW & H Kars 1992: Hunebedden, toonbeeld van onverwoestbaarheid? Mens en Wetenschap 19, 306-9.
Kars H & JMAR Wevers 1983: Early-Medieval Dorestad, an Archaeo-Petrological Study, Part VII: Amber,
Berichten van de Rijksdienst voor het Oudheidkundig Bodemonderzoek 33, 61-81.
Miranda J, Gallardo ML, Grimaldi DM, Romdn-Berrelleza JA, Ruvalcaba-Sil JL, Ontalba Salamanca MA & JG
Morales 1999: Pollution effects on stone benches of the Eagle Warriors Precinct at the Major Temple,
Mexico City, Nuclear Instruments and Methods in Physics Research Section B: Beam Interactions with
Materials and Atoms 150, 611-5.
Morales O, Guezlennc J, Hernánde-Duque G, Gaylarde CC & PM Gaylarde 2000: Phototrophic Biofilms on
Ancient Mayan Buildings in Yucatan, Mexico, Current Microbiology 40, 81-5.
Rodriguez-Navarro C, E Doehne & E Sebastian 2000: How does sodium sulfate crystallize? Implications for the
decay and testing of building materials, Cement and Concrete Research 30, 1527-34.
Romao PMS & A Rattazzi 1996: Biodeterioration on Megalithic Monuments. Study of Lichens' Colonization on
Tapadio and Zambuieiro Dolmens (Southern Portugal), International Biodeterioration & Biodegredation
37, 23-35.
Rottländer R, 1978: The formation of patina on flint, Archaeometry 17, 106-10.
Tomaselli L, G Lamenti, M Bosco M & P Tiano 2000: Biodiversity of photosynthetic micro-organisms dwelling
on stone monuments, International Biodeterioration & Biodegradation 46, 251-58.
Vincente MA, J Delgado-Rodrigues & J Acevedo 1996: Degradation and conservation of granitic rocks in
monuments (Protection and conservation of European cultural heritage, Research report No 5), European
Commission Brussels 472 p.
Warscheid Th & J Braams 2000: Biodeterioration of stone: a review, International Biodeterioration & Biodegradation
46, 343-68.
Textiel
Barber EJW, 1991: Prehistoric textiles. Princeton University Press, Princeton, New Jersey.
Chen HL, KA Jakes & DW Foreman 1998: Preservation of archaeological textiles through fibre mineralisation.
Journal of Archaeological Science 25, 1015-21.
Gillard RD, SM Hardman, RG Thomas & DE Watkinson 1994: The mineralization of fibres in burial environments.
Studies in Conservation 39, 132-40.
Jakes KA & JH Howard III 1986: Formation of textile fabric pseudomorphs. In: Zeronian H & H Needles (eds.),
Conservation and Characterization of Historical Paper and Textile Materials (Advances in Chemistry
Series 212), American Chemical Society, Washington DC, p. 277-87.
Jakes KA & JC Mitchell 1992: The recovery and drying of textiles from a deep ocean historic shipwreck.
Journal of the American Institute for Conservation 31, 343-53.
Jakes KA & LR Sibley 1983: Survival of cellulosic fibres in the archaeological context. Science and Archaeology
25, 31-8.
108

Janaway RC, 1985: Dust to dust: the preservation of textile materials in metal artefact corrosion products with
reference to inhumation graves. Science and Archaeology 27, 29-34.
King MD, 1978: Analytical methods and prehistoric textiles. American Antiquity 43, 89-96.
Montegut D, N Indictor & RJ Koestler 1991: International Biodeterioration 28, 209-26.
O'Connor SA & MM Brooks 1990: Archaeological Textiles (Occasional Papers No. 10). United Kingdom Institute
for Conservation, London.
Peacock EE, 1996: Charcaterization and Simulation of Water-degraded Archaeological Textiles: a Review.
International Biodeterioration & Biodegradation 39/40, 35-47.
Peacock EE, 1996: Biodegradation and Characterization of Water-degraded Archaeological Textiles Created for
Conservation Research. International Biodeterioration & Biodegradation 39/40, 49-59.
Pritchard F, 1990: Missing threads from Medieval textiles in north west Europe. In: O'Connor SA & MM
Brooks (eds.): Archaeological Textiles (Occasional Papers No. 10), United Kingdom Institute for Conservation,
London, p. 15-7.
Sibley LR & KA Jakes 1984: Survival of protein fibres in archaeological contexts. Science and Archaeology 26,
17-27.
Tarleton KS & MT Ordoñez 1995: Stabilization methods for textiles from wet sites. Journal of Field Archaeology
22, 81-95.
Tímár-Balázsy Á & D Eastop 1998: Chemical Principles of Textile Conservation. Butterworth-Heinemann
series in conservation and museology. Butterworth-Heinemann, Oxford.
Zeronian H & H Needles 1986: Advances in Chemistry No. 212, American Chemical Society, Washinton DC.
109