Structuur en functie van habitattypen : nadere definiëring en monitoring in het kader van de Habitatrichtlijn : kritische condities en wijze van monitoring

Hele tekst

(1)Structuur en functie van habitattypen Nadere definiëring en monitoring in het kader van de Habitatrichtlijn Deel II: kritische condities en wijze van monitoring. H.F. van Dobben J. Runhaar P.C. Jansen. Alterra - rapport 1561. Uitloop 0 lijn. 20 mm 15 mm 10 mm 5 mm. 0 15 mm. 0 84 mm. ISSN 1566 - 7197. 0 195 mm.

(2) Structuur en Functie van Habitattypen Nadere definiëring en monitoring in het kader van de Habitatrichtlijn Deel II: kritische condities en wijze van monitoring Rapport in het kader van het WOT programma Informatievoorziening Natuur i.o. (WOT IN).

(3) In opdracht van het Ministerie van Landbouw, Natuur en Voedselkwaliteit, Directie Natuur en Directie Kennis, Den Haag. Uitgevoerd in het cluster Ecologische Hoofdstructuur thema Informatievoorziening Natuur 2 (BO-02-010) Alterra-rapport 1561.

(4) Structuur en Functie van Habitattypen Nadere definiëring en monitoring in het kader van de Habitatrichtlijn Deel II: kritische condities en wijze van monitoring Rapport in het kader van het WOT programma Informatievoorziening Natuur i.o. H.F. van Dobben J. Runhaar P.C. Jansen. Alterra-rapport 1561 WOT IN serie nr. 4 Alterra, Wageningen, 2008.

(5) REFERAAT Dobben, H.F. van, J.A.M. Janssen & A.M. Schmidt, 2008. Structuur en Functie van Habitattypen: Nadere definiëring en monitoring in het kader van de Habitatrichtlijn. Deel II: kritische condities en wijze van monitoring. Wageningen, Alterra, Alterra-rapport 1561. 97 blz.; 12 fig.; 3 tab.; 66 ref. De periodieke rapportage in het kader van de Europese Habitatrichtlijn dient naast informatie over de verspreiding en het oppervlak van de habitattypen ook informatie te bevatten over 'structuur & functie' en 'toekomstperspectief' van deze typen. Dit rapport geeft een overzicht van alle in Nederland voorkomende Habitattypen, hun sturende abiotische condities, en de mate waarin deze onder druk staan van menselijke activiteiten of natuurlijke veranderingen. Voor beschikbaarheid van water, voor zuurgraad en voor beschikbaarheid van nutrienten zijn schattingen gemaakt van de ranges waaarbinnen elk Habitattype kan voorkomen. Deze schattingen zijn gebaseerd op alle momenteel beschikbare wetenschappelijke kennis. De ranges voor beschikbaarheid van nutrienten zijn ook herleid tot kritische depositieniveaus. Er wordt aandacht besteed aan de beschikbare meetgegevens en de wijze waarop deze gebruikt kunnen worden om structuur & functie van Habitattypen te beoordelen. Trefwoorden: Habitatrichtlijn; structuur en functie; toekomstperspectief; abiotische condities; versnippering; habitattypen, Natura 2000.. Dit rapport is intern Alterra gereviewed ISSN 1566-7197. Dit rapport is digitaal beschikbaar via www.alterra.wur.nl. Een gedrukte versie van dit rapport, evenals van alle andere Alterra-rapporten, kunt u verkrijgen bij Uitgeverij Cereales te Wageningen (0317 46 66 66). Voor informatie over voorwaarden, prijzen en snelste bestelwijze zie www.boomblad.nl/rapportenservice Foto’s omslag: - Kootwijkerzand: John Janssen - Rietorchis: Han van Dobben. © 2008 Alterra Postbus 47; 6700 AA Wageningen; Nederland Tel.: (0317) 474700; fax: (0317) 419000; e-mail: info.alterra@wur.nl Niets uit deze uitgave mag worden verveelvoudigd en/of openbaar gemaakt door middel van druk, fotokopie, microfilm of op welke andere wijze ook zonder voorafgaande schriftelijke toestemming van Alterra. Alterra aanvaardt geen aansprakelijkheid voor eventuele schade voortvloeiend uit het gebruik van de resultaten van dit onderzoek of de toepassing van de adviezen.. 4. Alterra-rapport 1561 [Alterra-rapport 1561/maart /2008].

(6) Inhoud. Samenvatting. 7. 1. Inleiding. 9. 2. Hydrologie 2.1 Relatie tussen hydrologie en vegetatie 2.2 Afleiding van hydrologische randvoorwaarden per habitattype 2.3 Gebruik van hydrologische meetgegevens 2.4 Monitoring van de hydrologie. 11 11 14 19 26. 3. Zuurgraad 3.1 Relatie tussen zuurgraad en vegetatie 3.2 Afleiding van zuurgraad ranges per Habitattype 3.3 Gebruik van meetgegevens voor zuurgraad 3.4 Monitoring van de zuurgraad. 27 27 29 34 34. 4. Voedselrijkdom 4.1 Relatie tussen voedselrijkdom en vegetatie 4.2 Afleiding van critical load per Habitattype 4.3 Monitoring van de critical load overschrijding in habitatgebieden. 37 37 38 40. 5. Zout. 43. 6. Conclusies en aanbevelingen. 45. Literatuur. 47. Bijlage 1 Bijlage 2 Bijlage 3 Bijlage 4. 53 61 75. Relevante Structuur en Functie condities per habitattype Vertaling van habitattypen naar vegetatietypen Hydrologische randvoorwaarden per habitattype Bruikbaarheid van hydrologische meetnetten voor de beoordeling van structuur en functie Bijlage 5 pH ranges per habitattype Bijlage 6 Kritische waarden voor depositie per habitattype. 79 89 95.

(7)

(8) Samenvatting. De Habitatrichtlijn verplicht de lidstaten van de Europese Unie tot het instandhouden van met name genoemde habitattypen, en het periodiek rapporteren daarover. Deze rapportage dient naast informatie over de verspreiding en het oppervlak van de habitattypen ook informatie te bevatten over 'structuur & functie' en 'toekomstperspectief' van deze typen. Doel van de voorliggende studie is een nadere invulling te geven aan het begrip 'structuur & functie', zodanig dat duidelijk wordt welke informatie hierover in de rapportage moet worden opgenomen, en hoe de achterliggende gegevens kunnen worden ingewonnen. Deze studie bestaat uit 2 rapporten. In deel 1 ‘Uitgangspunten’ (Van Dobben et al, 2008 - WOT IN rapport nummer 3) ligt het accent op de algemene aspecten. In het voorliggende deel 2 ‘Kritische condities en wijze van monitoring’ ligt het accent op een evaluatie van de vereiste abiotische condities per habitattype en beschikbare methoden en gegevens om deze condities te schatten. In een vervolgstudie zal een monitoringsprotocol per habitattype worden opgesteld. Dit rapport geeft een overzicht van alle in Nederland voorkomende Habitattypen, hun sturende abiotische condities, en de mate waarin deze onder druk staan van menselijke activiteiten of natuurlijke veranderingen. Voor beschikbaarheid van water, voor zuurgraad en voor beschikbaarheid van nutrienten zijn schattingen gemaakt van de ranges waaarbinnen elk Habitattype kan voorkomen. Deze schattingen zijn gebaseerd op alle momenteel beschikbare wetenschappelijke kennis. De ranges voor beschikbaarheid van nutrienten zijn ook herleid tot kritische depositieniveaus. Er wordt aandacht besteed aan de beschikbare meetgegevens en de wijze waarop deze gebruikt kunnen worden om structuur & functie van Habitattypen te beoordelen.. Alterra-rapport 1561. 7.

(9)

(10) 1. Inleiding. Dit rapport geeft enige technische achtergronden bij het rapport 'Structuur en Functie van Habitattypen: nadere definiëring en monitoring in het kader van de Habitatrichtlijn' (Van Dobben et al., 2007), met name waar het gaat om de monitoring van abiotische condities. Voor details omtrent de monitoring van vegetatiestructuur wordt verwezen naar Janssen et al. (2008), voor typische soorten naar de 'profielen' van de habitattypen (http://www2.minlnv.nl/thema/groen /natuur/natura2000_2006/achtergrondinformatie/a_producten_lnv_onderbouwing besluiten/profielendocument/2.%20profielen%20habitattypen.pdf), en voor grootte van het habitat naar Van Kleunen et al. (2008). Het huidige rapport vormt de basis voor een verdere uitwerking van de monitoring van de abiotische condities als onderdeel van het aspect structuur & functie van habitattypen. Voor een goede beoordeling van structuur & functie is het nodig van elk Habitattype de sturende abiotische condities te kennen, en de mate waarin deze onder druk staan van menselijke activiteiten of natuurlijke veranderingen. Daarom wordt in bijlage 1 een overzicht gegeven van alle Habitattypen die in Nederland voorkomen met hun sturende condities en bedreigingen. Deze gegevens zijn afgeleid uit de 'profielen' van de Habitattypen (zie deel I, 2.2) en aangevuld met expertkennis. In het terrestrisch milieu zijn de abiotische condities vooral bepalend voor de vegetatie en daarom concentreert dit rapport zich op de vegetatie. Voorgesteld wordt om de abiotische condities als onderdeel van structuur & functie te beoordelen door vergelijking van de actuele condities met de 'range' waarbinnen het betreffende Habitattype optimaal (of suboptimaal) kan voorkomen. Voor de drie abiotische condities hydrologie, zuurgraad en voedselrijkdom zijn deze ranges (begrensd door 'kritische condities') per habitattype afgeleid uit basale gegevens. Deze zijn ranges vergelijkbaar met de referentiewaarden die ook voor andere aspecten van de staat van instandhouding van habitattypen (verspreidinsgebied en oppervlakte) dienen te worden vastgesteld. In Nederland is reeds veel onderzoek verricht naar de abiotische ranges per vegetatietype (zie bij voorbeeld Bal et al. [2001], Van Dobben et al. [2004, 2006] en www.abiotic.wur.nl). Het huidige rapport tracht die kennis te gebruiken door de Habitattypen te vertalen naar vegetatietypen. In de loop van de afgelopen jaren zijn verschillende vertaaltabellen gemaakt van de Europese Habitattypologie naar de Nederlandse vegetatietypologie volgens Schaminée et al. (1995). Door voortschrijdend inzicht tijdens de productie van dit rapport was het niet mogelijk hierin binnen het rapport geheel consequent te zijn; bijlage 2 geeft de verschillende vertaaltabellen die gebruikt zijn, en bovendien een vertaaltabel van de Europese Habitattypologie naar de Europese vegetatietypologie (de zogenaamde 'EUNIS' typologie).. Alterra-rapport 1561. 9.

(11) Leeswijzer Hoofdstukken 2, 3, 4 en 5 behandelen achtereenvolgens de belangrijkste abiotische condities: hydrologie, zuurgraad, voedselrijkdom en zout. In deze hoofdstukken wordt ingegaan op het belang van deze abiotische condities voor de habitattypen, en de wijze waarop ze gemonitord kunnen worden. Bijlage 1 geeft per habitattype de voor structuur & functie relevante condities, en de belangrijkste bedreigingen. Bijlage 2 geeft de verschillende vertaaltabellen van habitattype naar vegetatietype. Bijlagen 3, 5 en 6 geven de kritische condities zelf voor resp. hydrologie, zuurgraad en atmosferische depositie van stikstof. In Bijlage 4 wordt in detail ingegaan op het gebruik van hydrologische meetgegevens voor de monitoring van structuur & functie.. 10. Alterra-rapport 1561.

(12) 2. Hydrologie. 2.1. Relatie tussen hydrologie en vegetatie. De relatie tussen de hydrologie en de vegetatie is complex, en berust op een groot aantal onderliggende processen. Hieronder zullen de belangrijkste processen besproken worden. Aëratie Een belangrijk kenmerk van natte standplaatsen is dat meestal langdurige perioden met anaërobie optreden, waarbij reducerende omstandigheden ontstaan en tal van toxische verbindingen worden gevormd (waterstofsulfide, tweewaardig ijzer en mangaan). Kenmerkende soorten voor natte omstandigheden, zogenaamde hygrofyten, zijn hieraan op diverse manieren aangepast, bijvoorbeeld door het bezit van luchtweefsels. Hoewel eenduidig bewijs ontbreekt, zijn er wel tal van aanwijzingen dat in een gematigd klimaat de voorjaarsgrondwaterstanden de meest bepalende factor vormen voor het al dan niet voorkomen van hygrofyten. De hypothese is dat de zuurstofbeschikbaarheid aan het begin van het groeiseizoen een bepalende factor vormt in de concurrentie tussen hygrofyten en niet-hygrofyten. Voor het voorkomen van hygrofyten is van belang dat de grondwaterstanden in het voorjaar rond maaiveld liggen (figuur 1).. Figuur 1. Relatie tussen het aandeel hygrofyten in de vegetatie en de voorjaarsgrondwaterstand. Uit: Runhaar et al. 2002a.. Alterra-rapport 1561. 11.

(13) Voor het type hygrofyten maakt het ook uit hoe lang de periode met hoge grondwaterstanden duurt. Op standplaatsen met permanent natte omstandigheden, gekenmerkt door een ondiepe GLG (gemiddeld laagste grondwaterstand) komen relatief veel soorten voor die in het bezit zijn van luchtweefsels (riet, zeggen en biezen). Op plekken die in de zomer oppervlakkig uitdrogen is de soortenrijkdom vaak wat groter doordat ook soorten kunnen voorkomen die op een andere wijze zijn aangepast aan anaërobe condities in het voorjaar (door oppervlakkige beworteling, late groei, éénjarigheid e.d.). In semi-terrestrische systemen is daarnaast ook de periode van droogval van belang voor de mate waarin waterplanten en aan droogvallende omstandigheden (amfifyten) aangepaste soorten voorkomen. 100 90. aandeel xerofyten (% ). 80 70 60 50 40 30 20 10 0 0. 10. 20. 30. 40. 50. 60. droogtestress (dagen met h<-12000 cm). Figuur 2. Verband tussen het bedekkingsaandeel xerofyten en het aantal dagen dat een drukhoogte van –12000 cm op 12,5 cm diepte in de periode 1980-1987 wordt onderschreden. Uit: Jansen et al. (2000).. Vochtleverantie Onder de Nederlandse klimatologische omstandigheden is op de meeste standplaatsen gedurende het hele jaar voldoende vocht beschikbaar voor de plantengroei. Alleen op zandgronden met een lage grondwaterstand kunnen jaarlijks perioden optreden waarin de hoeveelheid vocht onvoldoende is voor het overleven van niet aan droogte aangepaste soorten. Soorten die wel aan droogte zijn aangepast, de xerofyten, kunnen dergelijke perioden overleven door een scleromorfe of succulente bouw, of ze overleven de zomerperiode in de vorm van zaad. Het aantal dagen met potentiële droogtestress (het gemiddeld aantal dagen dat op een diepte van 12,5 cm een drukhoogte van -12.000 cm wordt onderschreden, uitgaande van een standaard grasbegroeiing) lijkt een goede voorspeller voor het voorkomen van xerofyten (figuur 2). In welke mate al dan niet droogtestress optreedt is afhankelijk van de bodemtextuur, het neerslagoverschot, het grondwaterstandsverloop en de bewortelingsdiepte. Voor de meeste kruiden liggen kritische grondwaterstands-. 12. Alterra-rapport 1561.

(14) waarden in niet-lemige zandgronden in de orde van een meter. Voor soorten zonder wortels (veenmossen) kunnen kritische vochttekorten veel eerder optreden.. 70. Leemarm fijn zand. dagen <-12000cm. 60 50. dik dek. 40. matig dik dek dun dek. 30 20 10 0 0. 100. 200. 300. 400. glg Figuur 3. Voorbeeld van de met SWAP berekende relaties tussen droogtestress en de gemiddeld laagste grondwaterstand (GLG) voor leemarm fijn zand. Door deze punten zijn functies gefit die gebruikt kunnen worden om de droogtestress te berekenen uit het bodemtype in combinatie met de GLG. Uit: Jansen & Runhaar( 2001).. Berekening van de droogtestress kan plaatsvinden met een grondwatermodel voor de onverzadigde zone zoals SWAP. Er kan echter ook gebruik worden gemaakt van relaties tussen droogtestress en grondwaterstanden die door Jansen & Runhaar (2001) met SWAP zijn afgeleid voor verschillende grondsoorten met 3 verschillende diktes van bovengronden (figuur 3). Deze functies worden onder meer gebruikt in het voor waterbeheerders ontwikkelde Waternood-instrumentarium (Runhaar et al. 2002a). Naast deze meer directe relaties tussen grondwater en vegetatie zijn er ook een groot aantal indirecte relaties die lopen via de factoren zuurgraad en voedselrijkdom: Zuurgraadbuffering Factoren die de zuurgraad van de bodem bepalen worden besproken in hoofdstuk 2.2. In het pleistocene deel van Nederland en in de kalkarme duinen vormt de aanvoer van bicarbonaat met grondwater een belangrijke buffer tegen verzuring. De mate van buffering is afhankelijk van de hoeveelheid grondwater die wordt aangevoerd in verhouding tot de hoeveelheid infiltrerend (zuur) regenwater, en van het bicarbonaatgehalte van het grondwater. In gebieden die regelmatig overstroomd worden kan buffering ook plaatsvinden door bicarbonaat in het water en de aanvoer van kalkrijk sediment.. Alterra-rapport 1561. 13.

(15) Stel dat in een gebied de zuurbelasting 2000 Mol/ha is, en dat het grondwater matig hard is, met een bicarbonaatgehalte van 1 mMol/l (61 mg/l, overeenkomend met ca 20 mg Ca/l indien calcium en bicarbonaat de dominante ionen zijn), dan is een aanvoer van 200 mm grondwater nodig om de zuurbelasting te compenseren, ofwel een gemiddelde toevoer van iets minder 0.6 mm/dag. Is de zuurbelasting hoger dan dient evenredig meer grondwater te worden aangevoerd of is harder grondwater nodig om voldoende buffering te leveren. Om te kunnen bufferen is het wel van belang dat het grondwater daadwerkelijk de wortelzone bereikt. In de Nederlandse situaties is dat vaak niet het geval en wordt het kwelwater direct afgevoerd naar greppels en sloten zonder het maaiveld te bereiken. Of een habitattype wel of niet afhankelijk is van kwel is mede afhankelijk van de bodem: op kalkrijke bodems zullen basenminnende typen zonder of met minder kwel gerealiseerd kunnen worden. Voedselrijkdom De voedselrijkdom kan op verschillende manieren worden beïnvloed door de hydrologie. In de eerste plaats kan aanvoer van voedingsstoffen plaatsvinden via inlaat van oppervlaktewater of door overstroming. Bij overstroming met oppervlaktewater speelt vooral de aanvoer van nutriënten met slib een belangrijke rol (Runhaar & Jansen 2004). Ook de grondwaterstand en het al dan niet aanwezig zijn van kwel is van invloed op de voedselrijkdom. Op permanent natte plaatsen is de beschikbaarheid van fosfor over het algemeen groter dan op plekken die oppervlakkig uitdrogen, maar op plekken met kwel kan de beschikbaarheid van fosfor juist weer lager zijn door de vastlegging van fosfor aan het met het grondwater aangevoerde ijzer.. 2.2. Afleiding van hydrologische randvoorwaarden per habitattype. Methode De hydrologische randvoorwaarden zijn verder uitgewerkt voor de habitattypen met de nummers 2000 - 2999 (duinen) en 4000 t/m 9999 (bijlage 1). Buitendijkse zilte gebieden (groep 1) zijn buiten beschouwing gelaten omdat het gaat om een zeer afwijkend milieu dat om die reden apart wordt onderzocht. Van de zoetwaterhabitats (groep 3) worden alleen de geïsoleerde vennen en poelen (typen 3110, 3130 en 3160) in beschouwing genomen. In bijlage 1 staat aangegeven welke habitattypen afhankelijk zijn van ondiepe grondwaterstanden, welke typen afhankelijk zijn van de aanvoer van grondwater in de vorm van kwel ('stijghoogte') en welke typen afhankelijk zijn van de aanvoer van oppervlaktewater in de vorm van overstroming. Tevens is aangegeven (onder 'vegetatiestructuur') welke habitattypen deels of geheel betrekking hebben op oppervlaktewatersystemen. Om de hydrologische randvoorwaarden (kritische condities) voor de geselecteerde habitattypen te bepalen is gebruik gemaakt van de Waternood-applicatie. 14. Alterra-rapport 1561.

(16) ‘Hydrologische Randvoorwaarden Natuur’. Deze applicatie is oorspronkelijk ontworpen ten behoeve van waterschappen om de hydrologische randvoorwaarden van natuurdoeltypen te bepalen (Runhaar et al. 2002a, 2003). De basis voor deze applicatie is een database waarin voor alle associaties uit ‘De Vegetatie van Nederland’ (Schaminée et al. 1995) en voor een deel van de subassociaties is opgeslagen wat de hydrologische en andere abiotische randvoorwaarden zijn. De database vormt een uitbreiding op de eerdere database ‘Abiotische Randvoorwaarden Natuur’ (Wamelink en Runhaar 2000) die is gebruikt om de ecologische vereisten van natuurdoeltypen te bepalen (Bal et al. 2001). Over de volgende factoren wordt informatie gegeven: • gemiddelde voorjaarsgrondwaterstand (GVG; bepalend voor zuurstofvoorziening aan begin groeiseizoen); • gemiddelde laagste grondwaterstand (GLG; op natte standplaatsen in combinatie met GVG bepalend voor lengte anaërobe situatie); • vochtleverantie (uitgedrukt in potentieel aantal dagen met droogtestress uitgaande van standaard grasbegroeiing; wordt in Waternood afgeleid uit combinatie bodemtype en GLG); • herkomst water (kwel, overstroming e.d.); • overstromingstolerantie; • zuurgraad; • voedselrijkdom; • zoutgehalte. De hydrologische randvoorwaarden zijn bepaald op basis van meetgegevens, indicatiewaarden en deskundigenoordeel. Voor de grondwaterstand (GVG en GLG) en de droogtestress wordt aangegeven wat kritische waarden zijn waarboven of waaronder het vegetatietype optimaal ontwikkeld is, dan wel waarboven en waaronder het type niet kan voorkomen. De indelingen naar grondwaterafhankelijkheid en overstromingstolerantie en naar andere abiotische factoren (zuurgraad, zoutgehalte, voedselrijkdom) zijn weergegeven in de vorm van klassen. Met de applicatie is het mogelijk om ook de abiotische randvoorwaarden voor natuurdoeltypen of habitattypen te bepalen. Daarvoor moet worden opgegeven uit welke associaties of subassociaties een habitattype bestaat. Voor de habitattypen is dat gebeurd op basis van een vertaaltabel van habitattypen naar vegetatietypen door John Janssen en anderen uit najaar 2005 (bijlage 2). Daarbij hebben standaard alle voor het habitattype kenmerkende vegetaties een zelfde weegwaarde (2) gekregen. In een aantal gevallen is de weegwaarde verhoogd of verlaagd: - Bij type 6230 (soortenrijke heischrale graslanden) is de weegwaarde voor associatie 19Aa1 (Galio hercynici-Festucetum ovinae) verhoogd naar 4 omdat anders droge heischrale graslanden zouden worden ondergewaardeerd t.o.v. de natte. - Bij type 6430 (voedselrijke zoomvormende ruigten) is de weegwaarde voor associatie 33Aa3 (Urtico-Cruciatetum laevidipes) verhoogd naar 4 omdat anders droge heischrale graslanden zouden worden ondergewaardeerd t.o.v. de natte.. Alterra-rapport 1561. 15.

(17) - Bij type 7230 (alkalisch laagveen) is de weegwaarde van type 9Ba5 (Equiseto variegati-Salicetum repentis) verlaagd naar 1 omdat het type weinig voorkomt (op 2 groeiplaatsen in Nederland) en qua standplaats nogal afwijkt van de andere vegetatietypen die genoemd worden als kenmerkend voor het habitattype. - Bij type 1330 (Atlantische schorren) is de weegwaarde van type 26Ac7 (Oenantho lachenalii-Juncetum maritimae) verlaagd naar 1 omdat dit type alleen aan de randen van kwelders voorkomt onder invloed van toestromend zoet regenwater, en derhalve weinig kenmerkend is voor de kwelder zelf. Soms is de afleiding van de hydrologische randvoorwaarden met Waternood lastig omdat de Europese indeling in habitattypen niet goed aansluit op de Nederlandse indeling in vegetatietypen. Dit probleem speelt met name bij type 7210 (Kalkhoudende moerassen met Cladium mariscus en soorten uit het Caricion davallianae). Beginnende trilveenvegetaties met Galigaan, die nadrukkelijk deel uitmaken van het habitattype, worden namelijk in ‘De Vegetatie van Nederland’ niet als zodanig onderscheiden (deze werden in de vroegere indeling door Westhoff en den Held nog ondergebracht in subassociatie scorpidietosum). Om niet de verkeerde indruk te laten ontstaan dat onder type 7210 alleen watervegetaties vallen met Galigaan is in de Waternood-indeling de associatie 9Ba1 (Scorpidio-caricetum diandrae) toegevoegd, hoewel deze associatie slechts gedeeltelijk binnen het habitattype valt (alleen jonge successiestadia die een overgang vormen naar het Cladietum) en in de vertaallijst in bijlage 2 ontbreekt. Omdat in Waternood alleen terrestrische vegetaties en semi-terrestrische vegetaties (vennen, trilvenen, oevers) zijn opgenomen, zijn de volgende typen weggelaten: - 1110 permanent met zeewater van geringe diepte overstroomde zandbanken - 1130 estuaria - 1140 bij eb droogvallende slikwadden en zandplaten - 1160 grote, ondiepe kreken en baaien - 2190a vochtige duinvalleien, water/oever - 3140 kalkhoudende oligo-mesotrofe wateren met benthische Chara spp. vegetaties - 3150 van nature eutrofe meren met vegetatie van het type Magnopotamion of Hydrocharition - 3260 submontane- en laaglandrivieren Bij type 3270 (rivieren met slikoevers) hebben de opgenomen vegetaties en daarvan afgeleide randvoorwaarden alleen betrekking op de slikoevers. Bij buitendijks voorkomende typen hebben gemiddelde voorjaarsgrondwaterstanden en gemiddeld laagste grondwaterstanden weinig of geen betekenis omdat hier de getijdendynamiek bepalend is voor de leefomstandigheden van de planten. Dat betekent dat bij de samenstellende typen geen grondwaterstandseisen staan aangegeven of dat deze eisen alleen betrekking hebben op situaties waarin de betreffende vegetatietypen binnendijks voorkomen.. 16. Alterra-rapport 1561.

(18) Het gaat om de volgende typen: - 1310 eenjarige pioniervegetatie van slik- en zandgebieden met Salicornia spec. - 1320 schorren met slijkgrasvegetatie - 1330 Atlantische schorren - 2110 embryonale wandelende duinen. Figuur 4. Voorbeeld hydrologische randvoorwaarden voor type 7230 (Alkalisch laagveen). Resultaten Op basis van de gegevens uit de Waternood-applicatie ‘Hydrologische Randvoorwaarden Natuur’ is voor alle habitattypen nagegaan wat de hydrologische randvoorwaarden zijn van de voor het habitattype kenmerkende vegetaties, en welke randvoorwaarden voor het type als geheel daaruit kunnen worden afgeleid. Het resultaat wordt gegeven in bijlage 3. In figuur 4 staat als voorbeeld de afleiding van de hydrologische randvoorwaarden voor het habitattype 7230 (alkalisch laagveen) aangegeven. Dit type omvat een viertal Nederlandse vegetatietypen, te weten de Associatie van Vetblad en Vlozegge, de associatie van Bonte paardenstaart en Moeraswespenorchis, de subassociatie van Parnassia van het blauwgrasland en de associatie van Gewone engelwortel en Moeraszegge. Wat betreft de gemiddelde voorjaarsgrondwaterstand (GVG) komen de typen redelijk overeen. Alle typen komen optimaal voor bij grondwaterstanden dicht bij het maaiveld of iets daaronder (links boven). Wanneer wordt uitgegaan van de gemiddelden van de optima van de. Alterra-rapport 1561. 17.

(19) samenstellende vegetatietypen dan ontstaat een optimumcurve zoals rechts boven aangegeven. De associatie van Bonte paardenstaart en Moeraswespenorchis wijkt qua laagste grondwaterstanden (GLG) nogal af van de overige typen. De associatie komt voor in tichelgaten op kalkrijke zavel en zand en de grondwaterstand moet hier in de zomer voldoende ver wegzakken om te voorkomen dat voedselrijke moerasvegetaties ontstaan. De andere genoemde vegetatietypen zijn allen kwelgevoed en stellen juist als eis dat de grondwaterstanden niet te ver wegzakken. Het zal echter duidelijk zijn dat de ‘gemiddelde’ randvoorwaarde niet van toepassing is in habitatgebieden die worden aangewezen op basis van het voorkomen van de associatie van Bonte paardenstaart en Moeraswespenorchis. Dit voorbeeld geeft aan dat het belangrijk is er rekening mee te houden dat er binnen een habitattype nog een aanzienlijke variatie kan bestaan en dat er lokaal vegetaties kunnen voorkomen die specifieke eisen kunnen stellen die niet gedekt worden door de gemiddelde randvoorwaarden voor het type als geheel. Sommige habitattypen zijn nogal ruim omgrensd en omvatten van nature een grote variatie aan milieucondities, zoals bijvoorbeeld bij vochtige duinvalleien (type 2190) waarbij het type loopt van open water (duinplassen) tot de randen van vochtige valleien (figuur 5). In die gevallen zal het streven er over het algemeen op gericht zijn om binnen een gebied een zo groot mogelijk deel van die variatie ook daadwerkelijk te realiseren zodat alle kenmerkende vegetaties en soorten kans krijgen voor te komen.. Figuur 5. Voorbeeld van een habitattype met een brede range aan vegetaties en hydrologische condities, lopend van open water tot vochtige standplaatsen.. Door de indeling in habitattypen op te nemen in Waternood kunnen gebruikers nagaan op welke manier de hydrologische randvoorwaarden per habitattype zijn afgeleid uit die van de kenmerkend geachte vegetatietypen. Door de applicatie te installeren (via www.synbiosys.alterra.nl\waternood) kan ook aanvullende informatie worden ingezien en gedownload over andere abiotische randvoorwaarden. Voor de zuurgraad, voedselrijkdom, zoutgehalte en overstromingstolerantie wordt aangegeven bij welke standplaatsklassen de samenstellende type optimaal dan wel suboptimaal voorkomen (figuur 6). Hierop wordt in de volgende hoofdstukken verder ingegaan.. 18. Alterra-rapport 1561.

(20) Figuur 6. Voorbeeld informatie over zoutgehalte in Waternood.. Daarnaast wordt in tekstvorm informatie gegeven over de herkomst van water, waarbij wordt aangegeven in hoeverre een type afhankelijk is van kwel of overstroming (figuur 7). Omdat de afhankelijkheid van kwel of overstroming van regio tot regio kan variëren, afhankelijk van onder meer de eigenschappen van de bodem, wordt daarbij ook de mate van afhankelijkheid aangegeven (meestal, vaak, of soms afhankelijk van kwel bijvoorbeeld).. Figuur 7. Voorbeeld informatie over herkomst water.. 2.3. Gebruik van hydrologische meetgegevens. Ligging van meetpunten ten opzichte van de habitatgebieden Hydrologische metingen zijn nodig om informatie te krijgen over de waterstanden, de freatische grondwaterstanden (diepte grondwaterstand in bovenste, freatische pakket ten opzichte van maaiveld) en de stijghoogte (de waterdruk in de ondergrond, bepalend voor het al dan niet optreden van kwel). Een overzicht van beschikbare meetnetten wordt gegeven in het rapport ‘Verdroging in cijfers: strategieën voor verdrogingsmonitoring’ (Runhaar et al. 2005a). Bijlage 4 is een verkenning van de mogelijkheden om de gegevens uit deze meetnetten te gebruiken voor de beoordeling van structuur & functie. Oppervlaktewater wordt hierbij buiten beschouwing gelaten omdat de ligging van peilschalen, nodig om de waterstand te meten, niet centraal wordt bijgehouden.. Alterra-rapport 1561. 19.

(21) Op basis van een kaart met de ligging van de belangrijkste floristische hotspots in Nederland (Runhaar et al. 2005b) en een bestand van MNP met neergeschaalde natuurdoeltypen is per gebied een schatting gemaakt hoeveel buizen er in of in de directe nabijheid van grondwaterafhankelijke habitattypen liggen (bijlage 4). Voor de belangrijkste grondwaterafhankelijke habitattypen is in figuur 8 per habitattype aangegeven in hoeveel gebieden er respectievelijk geen, 1-2, 3-10 en meer dan 10 buizen in of nabij het habitattype aanwezig lijken te zijn op basis van de analyse. Met name in duinvalleien, natte heide en hoogveen, en in natte schraalgraslanden zijn er veel punten die qua ligging bruikbaar lijken voor de karakterisering en monitoring van de hydrologie. De verdeling van de punten over de gebieden is echter niet erg evenwichtig. In sommige gebieden komen heel veel meetpunten voor, in andere gebied heel weinig of geen. In de natte duinvalleien is de spreiding over de gebieden het grootst. Alleen in de Coepelduynen en de Grevelingen ontbreken meetpunten. Bij de andere habitattypen zijn er veel meer gebieden waar meetpunten ontbreken. In figuur 9 is voor de habitattypen die betrekking hebben op natte heide en hoogveen aangegeven welke meetpunten op basis van de ligging binnen, of nabij, corresponderende hotspots en/of natuurdoeltypen liggen. Bij het overzicht in figuur 8 moeten wel een aantal kanttekeningen worden gemaakt: − de ligging van de habitattypen is slechts bij benadering bekend; − in sommige gebieden zijn buizen aanwezig die niet zijn opgenomen in DINO; − niet alle buizen zijn daadwerkelijk bruikbaar voor monitoringdoeleinden, buizen kunnen bij nadere analyse uitvallen omdat ze liggen op weinig representatieve plekken (bij voorbeeld langs greppels en sloten), omdat er te veel gaten zijn in de waarnemingsreeks zijn, of omdat door beschadiging of verzakkingen twijfels bestaan over de NAP-hoogte van het referentiepunt (bovenkant van de buis); − bij vennen en trilvenen is de oppervlaktewaterstand belangrijker dan de grondwaterstand; omdat peilschalen niet zijn opgenomen in DINO is het niet mogelijk aan te geven in hoeveel gebieden waterstandsmeetpunten beschikbaar zijn.. 20. Alterra-rapport 1561.

(22) Aantal buizen. 0. 1-2. 3-10. > 10. 18 16 14 12 10 8 6 4 2. 0) (9 1D Ve en bo s. (4 01 0, 71 N at 29 sc ,7 hr 15 aa 0) lg ra sl an d (6 41 0, 72 30 ) Al lu vi aa lb os (9 1E 0). 21 90 ) N. at te. N. he id e. at te. du in va ll e i(. (7 14 0) ee n Tr i lv. Ve nn en. (3 10 1,. 31 30 ). 0. Figuur 8. Aantal gebieden waar respectievelijk geen, 1-2, 3-10 en meer dan 10 buizen uit DINO in of nabij de genoemde habitattypen ligt.. De resultaten van deze analyse mogen dus niet gebruikt worden als ‘harde’ gegevens over het aantal geschikte buizen per gebied. Wel geeft de analyse naar verwachting een redelijk beeld wat de dekking van grondwaterafhankelijke typen met grondwaterbuizen is. Uit de gegevens blijkt dat in ruim de helft van de combinaties van gebieden x habitattypen drie of meer buizen aanwezig zijn, en dat in een derde van de combinaties van gebieden x habitattypen geen enkele buis aanwezig is. Dat betekent dat er dankzij de gegevens van de terreinbeheerders een solide basis is voor monitoring van de grondwaterstanden, maar dat er nog wel uitbreidingen nodig zijn als gewenst is dat in alle gebieden met grondwaterafhankelijke habitats de freatische grondwaterstand wordt gemonitord.. Alterra-rapport 1561. 21.

(23) Figuur 9. Ligging meetpunten binnen habitattypen natte heide en hoogveen. Rood: meetpunten die zowel in de corresponderende hotspot als in het corresponderend natuurdoeltype liggen. Blauw en groen: meetpunten die alleen in de corresponderende hotspot dan wel het corresponderend natuurdoeltype liggen. Grijs: meetpunten die naar verwachting buiten de betreffende habitattypen liggen.. 22. Alterra-rapport 1561.

(24) Interpretatie van hydrologische meetgegevens De gegevens afkomstig uit de hydrologische meetnetten zijn niet zonder meer bruikbaar om uitspraken te doen over de staat van instandhouding van habitatgebieden. In de eerste plaats dienen de gegevens gecorrigeerd te worden voor fluctuaties die samenhangen met toevallig droge of natte jaren. Er dient onderscheid te worden gemaakt tussen structurele verlagingen in de grondwaterstand die de instandhoudingsdoelstellingen bedreigen, en incidentele verlagingen die het gevolg zijn van droge jaren en horen bij een natuurlijke grondwaterdynamiek waarin natte en droge perioden elkaar afwisselen. In de tweede plaats dient rekening gehouden te worden met de ruimtelijke verdeling van de meetpunten in relatie tot de ligging van de habitattypen. En in de derde plaats dient in het geval van grondwatergevoede systemen een relatie te worden gelegd tussen de stijghoogte in de ondergrond en het optreden van kwel op standplaatsen met grondwaterafhankelijke habitattypen. Correctie voor meteorologische omstandigheden Om onderscheid te kunnen maken tussen trendmatige veranderingen, die mogelijk het gevolg zijn van ingrepen in de hydrologie, en niet-trendmatige fluctuaties, die het gevolg zijn van variatie in het neerslagoverschot, wordt meestal gebruik gemaakt van tijdreeksanalyse. Daarin wordt nagegaan op welke wijze de grondwaterstand samenhangt met het neerslagoverschot. Deze relatie wordt vervolgens gebruikt om een onderscheid te maken tussen veranderingen die het gevolg zijn van toevallig natte of droge jaren, en trendmatige veranderingen die samenhangen met veranderingen in de hydrologie van het gebied. Waarom deze correctie nodig is kan duidelijk worden gemaakt aan de hand van een voorbeeld uit de vastelandsduinen (figuur 10). 100 transfer model. 0. grondwaterstand. -100. 83. 84. 85. 86. 87. 88. 89. 90. 91. 92. 100 residuen. 0 voortschrijdend gemiddelde. -100 83. 84. 85. 86. 87. 88. 89. 90. 91. 92. Figuur 10. Toepassing ven een transfer-ruis model om grondwaterstandsreeksen te corrigeren voor invloed van droge en natte jaren. Uitleg: zie tekst. Bron: Runhaar 1999.. Alterra-rapport 1561. 23.

(25) In het bovenste deel van de figuur staan voor een grondwaterbuis in de Verbrande Pan bij Bergen (NH) de gemeten grondwaterstanden aangegeven (gestippelde lijn) en de grondwaterstanden zoals die worden berekend op grond van de relatie met het neerslagoverschot (getrokken lijn) met behulp van een zogenaamd transfermodel. De grondwaterstanden zijn daarbij weergegeven in centimeters ten opzichte van het langjarige gemiddelde van de buis. Kijken we naar de gemeten grondwaterstanden dan is de conclusie dat die in de jaren 1990-1992 lager zijn dan in de voorgaande jaren. Kijken we tevens naar de voorspelde grondwaterstanden volgens het transfermodel dan blijkt dat de lagere grondwaterstanden geheel verklaard kunnen worden uit het geringe neerslagoverschot in deze periode. Kijken we naar de residuen, het verschil tussen voorspelde en gemeten grondwaterstanden, dan zien we zelfs een licht stijgende trend: in de periode 1985-1988 liggen de grondwaterstanden stelselmatig iets lager dan op grond van de neerslaghoeveelheid verwacht zou worden, en in de periode 1988-1992 juist wat hoger. In de onderste figuur is dat zichtbaar gemaakt door de residuen uit te zetten tegen de tijd. De lagere grondwaterstanden in de periode 1990-1992 vormen dus geen reden voor zorg en vormen geen aanleiding tot het nemen van maatregelen. Ruimtelijke aspecten Om een relatie te kunnen leggen tussen freatische grondwaterstanden en staat van instandhouding kan gebruik worden gemaakt van de in bijlage 3 gegeven relatie tussen langjarig gemiddelde freatische grondwaterstanden (GVG, GLG) en de hydrologische randvoorwaarden van de habitattypen. Daarbij dient er rekening mee te worden gehouden dat er binnen een habitatgebied vaak meerdere habitattypen voorkomen, die elk hun eigen eisen stellen aan de hydrologie, en dat er binnen een gebied vaak ook een grote variatie in grondwaterstandsdiepte bestaat. Dat betekent dat vooraf een ecohydrologische analyse nodig is om te bepalen hoe representatief meetpunten zijn voor de hydrologie van het gebied (of in het geval van nieuwe punten om te bepalen waar nieuwe meetpunten het beste kunnen worden gelegd) en welke freatische grondwaterstanden ter plekke van de meetbuis corresponderen met een optimale dan wel suboptimale hydrologie voor de instandhouding van de in de omgeving van de buis gelegen habitattypen. Het zonder meer afleiden van de optimale grondwaterstand ter plekke van het meetpunt uit de hydrologische randvoorwaarden van het habitattype, zonder rekening te houden met ruimtelijke variabiliteit en de hydrologie van het gebied, kan leiden tot onrealistische eisen. Dat kan worden geïllustreerd aan de hand van een buis uit het verdrogingsmeetnet van de provincie Noord-Brabant (figuur 11). Daarin is te zien dat zonder verdere analyse uitgaan van de hydrologische vereisten van de op een 1:50.000 kaart omgrensde natuurdoeltypen (blauwe lijnen) leidt tot een fysiek onmogelijk grondwaterstandsverloop. Met groen is een grondwaterstandsverloop aangegeven dat op grond van de geomorfologie en geohydrologie van het gebied wel mogelijk is en waarbij de gewenste natuurdoeltypen optimaal ontwikkeld zijn. Ter plekke van de buis ligt deze optimale grondwaterstand een stuk lager dan de optimale grondwaterstand afgeleid uit het natuurdoeltype (natte heide), hetgeen samenhangt met het feit dat de buis op een relatief hooggelegen stuk ligt waar een vochtige heide realistischer is dan een natte heide.. 24. Alterra-rapport 1561.

(26) 400 berken-eikenbos(v) / berkenbroekbos. droge heide. wilgenbroekbos. 350 natte heide. berken-eikenbos(v) / berkenbroekbos. 300 vochtig schraalland 250 weiland. gagelstruweel 200. 150 elzenbroek. ws 4-6-2002. 100. 50. 0 0. 20. 40. optimale grondwaterstand. 60. 80. optimale grondwaterstand. op basis vereisten natuurdoeltypen. 100. 120. 140. 160. 180. optimale grondwaterstand. idem, rekening houden met terreineigenschappen. Figuur 11. Optimale voorjaarsgrondwaterstand afgeleid uit provinciale natuurdoeltypen, geohydrologie en informatie over historische grondwaterstanden voor een locatie in het zuidelijk deel van de Strijper Aa. De optimale grondwaterstand per natuurdoeltype is weergegeven als de GVG-grens waaronder resp. waarboven het type optimaal te ontwikkelen is. Bron: Runhaar et al. 2005a.. Relatie tussen stijghoogte en instandhoudingsdoelstellingen In een groot aantal habitatgebieden komen kwelafhankelijke typen voor die voor hun zuurbuffering afhankelijk zijn van de aanvoer van bicarbonaatrijk (‘kalkrijk’) grondwater. Dat geldt met name voor de habitattypen 7230 ‘alkalisch laagveen’ en 6410 ‘grasland met Molinia op kalkhoudende, venige of lemige kleibodem’. Een belangrijke voorwaarde is dat de waterdruk in de ondergrond, de stijghoogte, voldoende groot is voor een opwaartse stroming van het grondwater. De vegetatie reageert met grote vertraging op het verdwijnen van kwel doordat het basenverzadigingscomplex van de bodem nog vele tientallen jaren na het verdwijnen van kwel de bodem kan bufferen door uitwisseling van calcium- met waterstofionen. Pas nadat het basenverzadigingscomplex grotendeels is uitgeput treedt een duidelijke verzuring op. Dan is herstel vaak al niet meer mogelijk. Het is daar belangrijk dat de afname van kwel tijdig wordt gesignaleerd. Een probleem daarbij is dat het vaak moeilijk is om een goede relatie te leggen tussen de stijghoogte in de ondergrond en het optreden van kwel. Een minimum voorwaarde is dat de stijghoogte, die een maat vormt voor de waterdruk in de ondergrond, hoger is dan de freatische grondwaterstand en er dus een positief potentiaalverschil is tussen waterdruk in de ondergrond en in de bovengrond. Hoeveel groter de stijghoogte moet zijn om er voor te zorgen dat er voldoende. Alterra-rapport 1561. 25.

(27) grondwater doordringt tot in de wortelzone is vaak onduidelijk. Dat hangt behalve van de doorlatendheid van de bovengrond en waterstanden in ontwateringsmiddelen ook af van de doorlatendheid van de ondergrond. Door de geringe dichtheid aan geologische boringen is daarover slechts bij benadering iets te zeggen. Bovendien is een handicap dat veel kwelafhankelijke natuur ligt op afwijkende plekken, bijvoorbeeld op plekken waar een afdekkende laag is onderbroken. De representativiteit van geologische boringen voor de bodemopbouw in natuurgebieden is daarom beperkt.. 2.4. Monitoring van de hydrologie. Omdat de waterhuishouding zo’n cruciale factor is voor de instandhouding van natuurlijke ecosystemen wordt in veel gebieden de waterhuishouding al intensief gemonitord door de terreinbeheerders. In gebieden met grondwaterafhankelijke habitattypen waar nog niet wordt gemonitord zou alsnog een meetnet moeten worden ingericht, in ieder geval in gebieden die kwelafhankelijk zijn. In het algemeen duurt het vrij lang voordat de vegetatie reageert op grondwaterstandveranderingen en voordat structurele verdroging op basis van indicatorsoorten met voldoende zekerheid kan worden onderscheiden van verdroging door toevallig droge jaren. Bij afname van kwel is de vertraging echter extreem omdat de in de bodem aanwezige zuurbuffer de verzuring als gevolg van het wegvallen van kwel nog vele tientallen jaren kan tegengaan. In kwelsituaties is het dus zeker niet aan te bevelen om te wachten tot op basis van veranderingen in de vegetatie kan worden geconstateerd dat er verzuring op treedt. Indicaties op basis van herhaalde vegetatiekarteringen of indicatorsoortenkarteringen kunnen wel erg nuttig zijn bij het bepalen van de omvang van het verdrogingsprobleem. De ruimtelijke respresentativiteit van peilbuizen is vaak beperkt, en de vegetatiegegevens kunnen dus goed gebruikt worden om geconstateerde veranderingen in de peilbuizen te extrapoleren naar niet bemonsterde delen van een terrein.. 26. Alterra-rapport 1561.

(28) 3. Zuurgraad. 3.1. Relatie tussen zuurgraad en vegetatie. Zuurgraad van de bodem is één van de belangrijkste abiotische condities die de vegetatie bepalen. In principe hebben zure en kalkhoudende bodem elk hun eigen flora, hoewel bij zeer hoge voedselrijkdom dit verschil enigszins wegvalt. De oorzaak hiervan is dat zuurgraad in hoge mate de opneembaarheid van nutriënten en sporenelementen bepaalt, maar ook de aanwezigheid van toxische stoffen. Bij hoge pH neemt de opneembaarheid van ijzer sterk af, wat tot ijzergebrek leidt bij soorten die hieraan niet zijn aangepast ('kalkchlorose'). Anderzijds neemt bij lage pH de concentratie van vrij aluminium in het bodemvocht sterk toe, hetgeen leidt tot toxische effecten bij soorten die hieraan niet zijn aangepast (De Graaf et al. 1997). Verder hangt de opneembaarheid van fosfaat op een ingewikkelde manier van de pH af. Aan bodemverzuring en Al-toxiciteit is in de jaren 1980 - 1995 zeer veel onderzoek verricht, nadat duidelijk was geworden dat atmosferische depositie op grote schaal tot verzuring van de bodem leidt (Heij & Schneider 1991). Directe metingen van de pH van de bodem zijn echter slechts beperkt beschikbaar. De zuurgraad van de standplaats hangt af van een aantal factoren, die hieronder in volgorde van belangrijkheid worden opgesomd: Bodemtype Veengronden hebben doorgaans een pH < 4, bij zandgronden varieert deze afhankelijk van het kalkgehalte van < 4 bij arme, kalkloze zandgronden tot ca. 6 - 7 bij kalkhoudende gronden (duinen en Limburg). Kleigronden hebben een hogere pH van ca. 5 - 7, afhankelijk van het kalkgehalte. Bodems die onder invloed van zeewater staan hebben een pH van ca. 7 - 8. Van groot belang is dat kalkhoudende bodems sterk gebufferd zijn en daardoor weinig gevoelig voor verzuring. Anderzijds zijn de zure zandgronden weinig gebufferd en daardoor gevoelig voor verdere verzuring bij voorbeeld door atmosferische depositie. In theorie kan atmosferische depositie op de armste zandgronden binnen een termijn van 100 jaar leiden tot pH-waarden die zo laag zijn dat plantengroei vrijwel onmogelijk is. Dergelijke voorspellingen die enkele decennia geleden gemeengoed waren (zie o.a. Heij & Schneider 1991) zijn uiteindelijk niet uitgekomen, vooral omdat de atmosferische depositie van zuur de afgelopen decennia sterk gedaald is. Maar niet alleen atmosferische depositie, ook de plantengroei zelf, en vooral het oogsten van biomassa, leidt tot een afname van de basenvoorraad in de bodem. In hoeverre deze afname ook leidt tot een netto verzuring hangt af van de verweringssnelheid van het moedermateriaal. Hydrologie In het voorgaande hoofdstuk is reeds betoogd dat kwel een belangrijke bron van basen kan zijn, die zorgt voor een hogere pH dan het moedermateriaal en die eventueel optredende verzuring kan compenseren. Voor een modelmatige voorspelling van de pH van de bodem is het daarom van belang de kwel te kennen,. Alterra-rapport 1561. 27.

(29) echter de hiervoor thans beschikbare metingen zijn volstrekt ontoereikend. Naast kwel is ook overstroming met oppervlaktewater een factor met grote invloed op de zuurgraad. Omdat oppervlaktewater doorgaans goed gebufferd is wordt verzuring ook door overstroming tegengegaan. Ontwatering, en daarmee het sterk afnemen van zowel kwel als overstroming, zijn naast atmosferische depositie belangrijke oorzaken van de verzuring van de bodem die in Nederland op veel plaatsen is opgetreden. Atmosferische depositie Atmosferische depositie als oorzaak van bodemverzuring heeft vooral in de jaren '80 en '90 van de vorige eeuw veel aandacht gehad. Aanleiding was de vissterfte in meren in Scandinavië, waarvan werd aangetoond dat verzuring door atmosferische depositie de oorzaak was (Odén 1967, Beamish 1975). Naar analogie hiervan werd gedacht dat bodemverzuring tot grootschalig bossterven zou leiden (Ulrich et al. 1979). Dat dit uiteindelijk niet is gebeurd behalve in enkele zeer extreme situaties (onder in andere de 'zwarte driehoek' op de grens tussen Polen, Tsjechië en Duitsland) heeft een aantal oorzaken: - waarschijnlijk is het effect van bodemverzuring op individuele bomen sterk overschat; - de atmosferische depositie van zuur is de laatste decennia sterk afgenomen; deels door beleidsmaatregelen, deels door autonome economische processen (zoals het instorten van de zeer vervuilende Oost-Europese economie in de jaren '80). Het uitblijven van grootschalig bossterven neemt niet weg dat verzuring heeft geleid tot belangrijke verschuivingen in de soortensamenstelling van de vegetatie, vooral op weinig gebufferde bodems zoals arme zandgronden (Van Dam et al. 1986, Bobbink et al. 1998). Er zijn drie stoffen die in de atmosfeer worden geëmitteerd en die leiden tot bodemverzuring: - SO2: afkomstig uit verbrandingsprocessen (vooral van kolen en stookolie): vroeger verreweg de belangrijkste verzuurder maar thans teruggedrongen tot vrijwel 'achtergrond' concentraties; vooral door het schoner worden van industrie en het grootschalig omschakelen van olie en kolen op aardgas; - NO2: ook afkomstig uit verbrandingsprocessen, maar ook van 'schone' olie en aardgas. Is nog steeds een belangrijke oorzaak van verzuring; - NH3: afkomstig uit de veehouderij. Hoewel van nature een base is deze stof in de bodem verzurend na bacteriële omzetting in nitraat. Deze omzetting blijkt op veel grotere schaal voor te komen dan vroeger werd gedacht (Van Breemen et al. 1982) en bij de modelmatige berekening van de zuurlast wordt doorgaans uitgegaan van een volledige omzetting van ammonium in nitraat. Van belang bij het evalueren van de ecologische effecten van atmosferische depositie is dat NO2 en NH3 beiden een bijdrage leveren aan zowel de verzuring als de eutrofiering van de bodem. Vanuit ecologisch perspectief is eutrofiering waarschijnlijk belangrijker dan verzuring.. 28. Alterra-rapport 1561.

(30) 3.2. Afleiding van zuurgraad ranges per Habitattype. Methode Omdat zuurgraad voor de vegetatie zo'n belangrijke rol speelt wordt reeds lang onderzoek verricht naar het vaststellen van de respons van elke soort op de pH. Grofweg zijn er drie benaderingen mogelijk: - via expertkennis; - via veldmetingen (meestal van bodemcondities in vegetatieopnamen); - via laboratoriumproeven met soorten op pH trappen (in zand of op waterculture). Omdat het in het laboratorium erg lastig is de veldsituatie goed te simuleren, en van een voldoende aantal soorten waarnemingen te verzamelen, wordt aan deze mogelijkheid hier verder geen aandacht besteed. De andere twee mogelijkheden worden hieronder nader toegelicht. Expertkennis: Ellenberg Het oudste -en meest gebruikte- expert systeem in de vegetatiekunde is dat van Ellenberg (Ellenberg et al. 1991). In dit systeem wordt voor zes abiotische condities (licht, temperatuur, continentaliteit, vocht, zuurgraad, nutriënten) de respons per soort geschat in negen klassen. Voor een aantal soorten wordt ook de respons op zout en op zware metalen geschat, en voor aquatische soorten zijn er drie extra vochtklassen. Het systeem berust geheel op veldwaarnemingen van Ellenberg en zijn medewerkers, en is gevalideerd op een beperkt aantal metingen. Zoals reeds uiteengezet in 2.2 bevat de respons van een soort twee componenten: het optimum en de amplitude (vgl. bijlage 3). Het Ellenberg systeem geeft de respons echter in slechts één getal, en dit wordt doorgaans opgevat als een schatting van het optimum. Er zijn schattingen beschikbaar voor 2792 soorten die in Midden-Europa voorkomen. Van deze soorten zijn er 1371 die ook in Nederland voorkomen, maar niet alle zes abiotische condities zijn voor elke soort geschat. Sommige soorten zijn indifferent voor sommige condities (dat wil zeggen hun amplitude is zo breed dat het optimum niet te schatten is), of hun respons is niet geschat bij gebrek aan waarnemingen. Voor zuurgraad zijn er schattingen voor 946 in Nederland voorkomende soorten. Er wordt van uitgegaan dat de schattingen voor Midden-Europa ook in Nederland voldoende geldigheid hebben (Wamelink et al. 2002). De geldigheid voor Nederland, en het aantal soorten met een bekende respons kan worden verhoogd door middel van reciprocal averaging op een grote opnameset. Hierbij wordt aan elke opname een respons toegekend gelijk aan het gemiddelde van de responses van de er in voorkomende soorten (voor zover bekend), en wordt vervolgens aan elke soort een nieuwe respons toegekend gelijk aan het gemiddelde van de opnamen waar die soort in voorkomt. Het effect van deze procedure is dat de consistentie van het systeem toeneemt (de geschatte respons van elke soort wordt bijgesteld in de richting van de respons van de soorten waarmee hij in Nederland vaak samen wordt gevonden) en dat er van meer soorten responses geschat kunnen worden (namelijk als de gemiddelde respons van de soorten waarmee hij vaak samen voorkomt; Ter Braak & Gremmen 1987). Een bijkomend voordeel is dat met deze methode ook de amplitude van elke soort kan worden geschat. Deze procedure wordt toegepast in het. Alterra-rapport 1561. 29.

(31) model MOVE (Latour et al. 1993), maar is vanwege technische complicaties in het huidige project niet gebruikt. Expertkennis: Waternood Het expertsysteem 'Waternood' bevat schattingen van de respons van 255 plantengemeenschappen (associaties en subassociaties) voor de Nederlandse situatie, door een beperkt aantal Nederlandse experts. In het systeem ligt de nadruk op hydrologische randvoorwaarden, maar daarnaast wordt ook informatie gegeven over andere factoren, waaronder de zuurgraad (zie 2.2). In tegenstelling tot de schattingen voor hydrologie, die voor een belangrijk deel op metingen zijn gebaseerd, zijn de schattingen voor zuurgraad volledig op expertkennis, literatuuropgaven en indicatiewaarden gebaseerd. Belangrijke verschillen met het Ellenberg systeem zijn (1) de focus op gemeenschappen in plaats van op soorten, (2) de focus op de Nederlandse situatie in plaats van op de Midden-Europese, en (3) het schatten van zowel optimum en amplitude in plaats van alleen optimum. Voor de hydrologische condities vindt de schatting direct in fysische grootheden plaats (zie 2.2), voor zuurgraad in vier klassen (zuur, matig zuur, zwak zuur, neutraal-basisch), met per plantengemeenschap per klasse één van de waarden: ongunstig, suboptimaal, of optimaal. Gebruik van expertsystemen bij monitoring en voorspelling Bij monitoring van de zuurgraad als onderdeel van de staat van instandhouding is het nodig de gemeten zuurgraad te confronteren met de optimale zuurgraad voor de betreffende typen of soorten. Omdat expertsystemen de respons schatten in arbitraire klassen, en metingen resultaten leveren in fysische grootheden, is een dergelijke confrontatie niet direct mogelijk. Hetzelfde geldt wanneer modellen worden gebruikt om de toekomstige condities te voorspellen (bij voorbeeld voor het aspect 'toekomstperspectief'); dynamische modellen als SMART-SUMO (Wamelink et al. 2000) leveren hun output in fysische grootheden (voor zuurgraad dus de actuele pH), en die moeten vertaald worden naar de klassen uit een expertsysteem om voorspellingen in termen van soorten of typen mogelijk te maken. In het verleden is er veel energie in gestoken de zuurgraad klassen uit het Ellenberg systeem (de zogenaamde R-waarden) te vertalen in actuele pH-waarden. Dit kan met behulp van een calibratieset van vegetatieopnamen waarin de pH is gemeten. De laatste jaren zijn duizenden van dergelijke opnamen verzameld uit een veelheid aan bronnen. Er blijkt een redelijk sterk verband te bestaan tussen de gemiddelde Rwaarde van de soorten in een opname en de gemeten pH (ca. 45% verklaarde variantie). Echter, het gevonden verband is niet eenduidig, maar afhankelijk van het vegetatie(structuur)type. Wanneer het vegetatietype (op het niveau van syntaxonomische klasse) in de regressie wordt meegenomen, stijgt het percentage verklaarde variantie tot rond de 75%. Ook Ellenberg zelf wees er reeds op dat zijn indicatorsysteem feitelijk alleen gebruikt mag worden voor het vergelijken van enigszins verwante vegetaties, en niet voor zeer verschillende situaties. Dit legt belangrijke beperkingen op aan de praktische toepassing. Voor de 'Waternood' zuurgraadklassen is nooit een calibratie op gemeten pH-waarden uitgevoerd, en deze informatie is daarom in dit project niet gebruikt. Tabel 1 geeft enkele recent gebruikte vertaalfuncties van gemiddelde Ellenbergwaarden naar actuele condities.. 30. Alterra-rapport 1561.

(32) Tabel 1. Vertaalfuncties van Ellenberg indicatoren naar actuele condities. Gefitte vergelijking: (e_R of e_F) = a0 + a1(pH of GVG). Bronnen: 1 = Van Dobben et al. 2006, 2 = Wamelink & Van Dobben 2003. e_R en e_F zijn bepaald als ongewogen gemiddelde Ellenbergwaarde over de soorten in elke opname (incl. cryptogamen), zonder minimum op het aantal soorten per opname met een bekende indicatiewaarde. De vertaalfunctie voor e_F (het vochtgetal) wordt voor de volledigheid gegeven maar is in deze studie niet gebruikt omdat nu de meer geavanceerde Waternood systematiek beschikbaar is. vertaling bron n a0 a1 %VV e_R = f(pH) 1 3630 3.106 ± 0.0512 0.527 ± 0.083 43% e_R = f(pH) 2 3489 3.09 ± 0.05 0.53 ± 0.01 44% e_F = f(GVG) 1 1537 235.6 ± 7.08 -21.57 ± 1.02 22%. Gebruik van in het veld gemeten pH-waarden Indicatorsystemen gebaseerd op expertkennis hebben het voordeel van een breed draagvlak onder ecologen en informatie over een breed spectrum aan soorten, maar daar staan grote onzekerheden tegenover. Daarom is recent getracht een nieuw indicatorsysteem op te zetten dat uitsluitend is gebaseerd op metingen (zie www.abiotic.wur.nl en Wamelink et al. 2005). Voor pH is het aantal beschikbare metingen voldoende groot om de respons van minstens evenveel soorten te kunnen schatten als in het Ellenberg systeem. Voor dit onderzoek zijn een aantal statistische methoden vergeleken, waarbij de eenvoudigste methode uiteindelijk de beste resultaten gaf (in termen van pH-voorspelling uit de soortensamenstelling van nieuwe vegetatieopnamen). In deze methode wordt het optimum van elke soort geschat als de gemiddelde pH van de opnamen waarin hij is gevonden, en wordt de pH van een nieuwe opname voorspeld als het gemiddelde van de optima van de soorten die er in voorkomen. Volgens deze studie is de amplitude dus niet relevant voor de voorspelling van de pH op grond van de soortensamenstelling, maar wellicht is de amplitude wel relevant voor het schatten van de geschiktheid van gegeven condities voor bepaalde soorten of typen (of in andere woorden, de staat van instandhouding). Dit vergt een aparte studie die buiten het bestek van de huidige studie valt. Resultaten De zuurgraad range van de habitattypen zijn in dit project bepaald volgens twee methoden: vertaalde Ellenbergwaarden, en directe metingen. De bepaling van de ranges is gebeurd in de volgende stappen: 1. definiëren van een opnameset die een evenwichtig beeld geeft van de vegetatie van Nederland; 2. bepaling van de indicatiewaarde per opname; 3. vertaling van de indicatiewaarden van die opnamen naar geschatte pH-waarden per opname (alleen nodig voor de Ellenbergwaarden); 4. toedelen van de opnamen aan habitattypen (via associaties); 5. bepalen van de pH range per associatie.. Alterra-rapport 1561. 31.

(33) Deze stappen worden hieronder nader toegelicht. Ad 1. Hiervoor is een subset gebruikt van de Landelijke Vegetatie Databank, bestaande uit 160.209 opnamen. Deze opnameset wordt geacht een goed beeld te geven van de vegetatie van Nederland (Runhaar et al. 2002b) en is een aantal malen eerder gebruikt voor calibratie van modellen (Schouwenberg 2002; Wamelink et al. 2003, Van Dobben et al. 2006). Ad 2. De indicatiewaarde per opname is bepaald als het ongewogen gemiddelde van de indicatiegetallen van de soorten die er in voorkomen, inclusief mossen en korstmossen. Opnamen met minder dan drie soorten met een bekend indicatiegetal zijn hierbij weggelaten. Dit leverde 137.454 opnamen met een waarde voor Ellenberg-R, en 151.235 opnamen met een pH-waarde gebaseerd op metingen. Ad 3. Voor deze vertaling is de trainingset gebruikt van Wamelink et al. (2002) met enkele kleine toevoegingen (3630 opnamen met een bekende pH). De hieruit resulterende vertaalfunctie is identiek aan die van Van Dobben et al. (2006). Ad 4. De opnamen zijn aan syntaxa toebedeeld met het programma ASSOCIA (Van Tongeren in prep., zie Wamelink et al. (2003) voor verdere details). Vervolgens zijn de syntaxa toegekend aan habitattypen (bijlage 2, tabel 2). Details over deze toekenningsprocedure worden gegeven in bijlage 5. Ad 5. Voor de pH is getracht responsiekrommen te maken analoog aan die voor hydrologie in Waternood (zie bijlage 3). Dit betekent dat een 'optimale' en een 'suboptimale' range is afgeleid, gekarakteriseerd met de parameters a1 en a2 (de hele range) en b1 en b2 (de optimale range). Deze parameters zijn bepaald als percentielwaarden voor pH binnen elk habitattype volgens tabel 2. Hierbij zijn (in tegenstelling tot bij de afleiding van de hydrologische randvoorwaarden) geen weegwaarden gebruikt, omdat hiervan bij de latere vertalingen van habitat- naar vegetatietype is afgezien. Tabel 2. Percentielwaarden gebruikt op pH ranges per habitattype af te leiden parameter a1 b1 b2 a2. percentielwaarde 5 20 80 95. Deze afleiding is gebeurd voor zowel de pH-waarden gebaseerd op Ellenberg-R als gebaseerd op metingen. In bijlage 5 wordt het resultaat grafisch weergegeven. Hoewel de beide schattingen duidelijke gecorreleerd zijn, treden er soms flinke verschillen op. Voorgesteld wordt voor de huidige toepassing de pH-waarden gebaseerd op metingen te gebruiken; deze worden gegeven in bijlage 5, tabel 1. Gevoeligheid voor verzuring Wanneer een type een hoge pH range heeft betekent dit niet automatisch dat het gevoelig is voor verzuring. Deze gevoeligheid wordt bepaald door de combinatie van bodemtype en vegetatietype. Typen met een hoge pH range komen doorgaans voor op kalkhoudende bodems die sterk gebufferd zijn door kalkverwering en daarom betrekkelijk ongevoelig voor verzuring. Typen met een zeer lage pH range komen vaak voor op voor verzuring gevoelige bodemtypen, maar in dat geval kan het. 32. Alterra-rapport 1561.

(34) vegetatietype ongevoelig zijn voor verzuring. Waarschijnlijk zijn in de praktijk die vegetatietypen het meest gevoelig voor verzuring die optimaal voorkomen op licht gebufferde bodems, namelijk in het pH traject waar buffering plaatsvindt door kationenomwisseling (ca. 4.5 - 6.0). In dit traject is de buffercapaciteit gering, en slaat de pH gemakkelijk door naar lagere waarden waarbij de buffering vooral plaatsvindt door aluminiumverwering. In bijlage 5 is per habitattype aangegeven welk type gevoelig is voor verzuring door verschillende oorzaken.. Figuur 12: ligging van de boorpunten met bekende pH-KCl in het BIS (excl. landbouwgrond). Alterra-rapport 1561. 33.

(35) 3.3. Gebruik van meetgegevens voor zuurgraad. De zuurgraad is waarschijnlijk het meest gemeten bodemkenmerk. Echter, in tegenstelling tot de hydrologie zijn deze meetgegevens niet toegankelijk via één openbare database. Het Bodemkundig Informatie Systeem (BIS, www.bodemdata.nl) bevat -naast de bodemkaart 1:50 000- detailgegevens voor 260 000 boorpunten. Op een deel van deze punten is de pH-KCl gemeten, maar deze informatie is niet rechtstreeks toegankelijk. Bovendien liggen de boorpunten voor het grootste deel in landbouwgebied waardoor de relevantie voor habitatgebieden minder is. Wel geven bodemtype en de aanwezigheid van kalk in het profiel een eerste indicatie van de pH, en deze informatie is wel rechtstreeks uit het BIS op te vragen. Figuur 12 geeft de ligging van de boorpunten van het BIS met bekende pH-KCl buiten landbouwgebied; dit betreft 1100 punten in bos en 340 punten in lage vegetatie. Waarschijnlijk ligt een groot deel hiervan in habitatgebieden maar dit is niet gecontroleerd. Naast het BIS is er nog veel informatie over pH in natuurgebieden die in andere projecten of op ad-hoc basis is verzameld. Dit geldt onder andere voor het Meetnet Vitaliteit en Verdroging (Van Dobben & De Vries 2001) (ca. 200 meetpunten) en voor een deel van de meetpunten van het Landelijk Meetnet Flora (Van Dobben & Wegman 2008) (ca. 150 meetpunten). Verder bevat de database achter www.abiotic.wur.nl ca. 2000 punten in natuurgebied waarvan pH en locatie bekend zijn. Ook Kros & Mol (2001) hebben ca. 600 pH metingen in bos- en natuurgebied bijeengebracht ten behoeve van modelvalidatie. Deels zijn dit historische gegevens die mogelijk gebruikt kunnen worden om historische trends in pH te reconstrueren. De punten in bovengenoemde bestanden zullen voor een deel in habitatgebieden liggen maar dit is niet onderzocht. Bovendien is deze informatie niet rechtstreeks toegankelijk en kent deels restricties op het gebruik. Een deel van de bestanden kan overlappen.. 3.4. Monitoring van de zuurgraad. Uit de voorgaande paragraaf blijkt dat zuurgraad een sterk bepalende factor voor de vegetatie is, en dat de relatie tussen zuurgraad en vegetatie goed bekend is. Een aantal oorzaken maken toepassing van deze kennis in de praktijk echter lastig: - de zuurgraad is in het veld zeer variabel, zowel verticaal (doorgaans loopt de pH van de bodem sterk op met de diepte), als horizontaal, als in de tijd (seizoensfluctuaties kunnen oplopen tot ca. 1 pH-eenheid [Farley & Fitter 1999]); - het routinematig monitoren van pH is technisch vrijwel onmogelijk, hoewel bij continue monitoring van het bodemvocht de pH wel wordt meegenomen. In het verleden is dit op vrij grote schaal gebeurd (Van Breemen et al. 1988, Van Dobben et al. 1992; nu alleen nog op enkele ICP Level-2 plots, De Vries et al. 2002). Deze methode is echter zeer bewerkelijk en heeft als nadeel dat op korte termijn de resultaten sterk weersafhankelijk zijn. In sommige meetnetten wordt de pH van de vaste fase monsters met intervallen van 5 - 10 jaar bepaald (De Vries et al. 2002, Rietra et al. 2004). Probleem bij die bepaling is de grote ruimtelijke variabiliteit. 34. Alterra-rapport 1561.

(36) waardoor de veranderingen vrij groot moeten zijn voordat zij statistisch significant worden. Bovengenoemde omstandigheden maken dat een directe monitoring van de pH weinig zinvol is, tenzij het op zeer grote schaal gebeurt. Voor het monitoren van zuurgraad in habitatgebieden zou de volgende procedure gebruikt kunnen worden: - vaststellen welke habitattypen in principe gevoelig zijn voor bodemverzuring (dit zijn de verzuringsgevoelige vegetatietypen op weinig gebufferde bodems, bijlage 5); - bepalen van een monitoringsstrategie gebaseerd op (a) indicatorsoorten, (b) modelsimulaties en (c) directe metingen op beperkte schaal. Indicatorsoorten Vaak is bodemverzuring eenvoudiger waar te nemen aan de vegetatie dan aan de bodem zelf. De hierboven beschreven indicatiewaarden kunnen, behalve om de geschiktheid van de bodem voor een bepaald vegetatietype te schatten, omgekeerd ook gebruikt worden om de zuurgraad van de bodem te schatten (Aggenbach et al. 2007). Het zou zelfs zo kunnen zijn dat bodemverzuring aan de vegetatie is waar te nemen voordat deze meetbaar wordt aan de pH zelf (Van Dobben et al. 1999). Modellen Het bodemchemische model SMART2 wordt algemeen gebruikt om veranderingen in bodemchemie op grond van externe invloeden te schatten. Dit model is een compromis tussen eenvoud en detail, zodanig dat redelijk betrouwbare uitspraken mogelijk zijn terwijl de rekentijd en datahonger beperkt blijven. Het model is uitgebreid gevalideerd op binnen- en buitenlandse datasets (Kros 1998, 2002). SMART2 bestaat uit een set van massabalansvergelijkingen, welke de input-outputrelaties van een bodemcompartiment beschrijven, en een set van vergelijkingen voor de beschrijving van de snelheids- en evenwichtsprocessen in de bodem. Het model bevat alle macro-elementen uit de ladingsbalans. Na+ en Cl- zijn slechts aanwezig als indifferente ionen en zitten alleen in de ladingsbalans. SMART2 onderscheidt 7 bodemtypen (arm zand, rijk zand, kalkrijk zand, kalkloze klei, kalkrijke klei, löss, veen) en 5 vegetatiestructuurtypen (loofbos, donker naaldbos, licht naaldbos, heide, grasland). De invoerparameters voor SMART2 zijn gekoppeld aan bodemtype, vegetatiestructuurtype of aan een combinatie van beide. Wanneer geen locatiespecifieke waarden bekend zijn kunnen nominale waarden gebruikt worden. Dit zijn per bodem- en vegetatietype gemiddelde waarden die zijn afgeleid van een grote set meetgegevens over heel Nederland (De Vries & Leeters 1994, Klap et al. 1997). In SMART2 zonder SUMO worden vegetatieafhankelijke parameters gekoppeld aan het aanwezige (en gelijkblijvende) vegetatiestructuurtype gedurende de gehele simulatierun. In een monitoringprogramma zou SMART gebruikt kunnen worden om te komen tot een eerste schatting van het risico op bodemverzuring en daarmee een ongunstige. Alterra-rapport 1561. 35.

(37) ontwikkeling van structuur & functie. Het model is goed in staat om veranderingen in de zuurgraad van de bodem te simuleren als gevolg van: - atmosferische depositie - verandering in kwel - vegetatie-ontwikkeling (bij voorbeeld als gevolg van veranderd beheer) Dit laatste speelt in Habitatrichtlijngebieden geen rol omdat deze een constant beheer kennen, maar in sterke mate bij inrichting van nieuwe natuur met bij voorbeeld overgang van (bemest) grasland naar bos, waarbij een zeer sterke daling van de pH kan optreden. Dit kan een sterke mobilisatie van zware metalen tot gevolg hebben. Om deze ontwikkeling te simuleren is een uitbreiding van SMART2 met een zware-metalen module ontwikkeld (BONANZA, De Vries et al. 2001). Voorstel monitoring S&F aspect zuurgraad - ga uit van de gevoelige typen uit bijlage 5, laat de niet-gevoelige buiten beschouwing; - stel de nulsituatie vast door meting (bij voorbeeld 10 mengmonsters per kaartvlak met gevoelig type, wellicht te combineren met bodemanalyse op alle macronutriënten; zo mogelijk gekoppeld aan opnamen of pq's); - volg de ontwikkeling met (a) simulatie met SMART, (b) veranderingen in indicatorsoorten (intervallen van 6 of 12 jaar); - als één van beide aanwijzingen oplevert dat bodemverzuring optreedt, opnieuw meten. In het algemeen zij opgemerkt dat bij een directe meting van pH (en andere bodemkenmerken) de monstername de grootste kostenpost is, en dat het daarom efficiënt is (a) de monstername te combineren met het maken van vegetatieopnamen (resp. het opnemen van pq's) en (b) het eenmaal genomen monster op meerdere bodemchemische kenmerken te analyseren.. 36. Alterra-rapport 1561.

(38) 4. Voedselrijkdom. 4.1. Relatie tussen voedselrijkdom en vegetatie. Naast hydrologie en zuurgraad is voedselrijkdom een factor die in hoge mate bepalend is voor de vegetatie. Er is een direct verband tussen beschikbaarheid van nutriënten (vooral N en P) en de productie van de vegetatie (Van Dobben et al. 2005). Bij een toenemend aanbod van nutriënten neemt de productie toe, en vindt concurrentie tussen soorten in toenemende mate slechts om licht plaats. Dit leidt er toe dat een groot aantal langzaam groeiende, aan voedselarme omstandigheden aangepaste soorten wordt verdrongen door een klein aantal snelgroeiende soorten. Doordat bij extreme voedselarmoede slechts een klein aantal gespecialiseerde soorten kan voorkomen, ontstaat een asymmetrisch verband tussen voedselrijkdom en biodiversiteit, met een maximaal aantal soorten bij een betrekkelijk lage voedselrijkdom (het z.g. 'humpback' verband, Grime 1979). In het algemeen is N het meest beperkende nutriënt, maar in natte of kalkrijke systemen kan ook P-beperking optreden (Wassen et al. 2005). Vaak wordt een algemene toename van de voedselrijkdom (eutrofiëring) als de belangrijkste oorzaak van de achteruitgang van de soortenrijkdom aan vaatplanten gedurende de laatste 50 jaar beschouwd (Weeda et al. 2002). Eutrofiëring kan op drie manieren tot stand komen: - door directe bemesting; - via het oppervlaktewater; - via atmosferische depositie. Direct bemesting heeft vooral in het verleden geleid tot een sterke verarming van de flora van akkers, weiden en overhoeken in het agrarisch gebied. In reservaten speelt het geen rol. Door de sterk toegenomen bemestingsdruk vanuit de landbouw, maar ook door lozingen van onder andere rioolwater is ook de voedselrijkdom van het oppervlaktewater sterk toegenomen. Vegetaties die periodiek worden overstroomd kunnen daarom eutrofiëren en verarmen. De belangrijkste oorzaak van eutrofiëring is momenteel waarschijnlijk wel de atmosferische depositie van N. Daarom wordt hieraan in dit hoofdstuk de meeste aandacht besteed. Niet vergeten moet worden dat eutrofiering echter ook langs indirecte weg kan optreden; bekende voorbeelden zijn de mobilisatie van P bij vernatting, en de toenemende mineralisatie van N en P bij hoge sulfaatconcentraties (Smolders et al. in press). Omdat deze mechanismen moeilijk te kwantificeren zijn en er geen eenstemmigheid bestaat over hun belang worden zij hier buiten beschouwing gelaten. De hier (en in alle andere op critical load gebaseerde studies) gebruikte benadering is in essentie simpel, en gaat er vanuit dat (1) N het enige groeibeperkende nutriënt is, en (2) de plant uitsluitend reageert op de 'beschikbaarheid' van N, die is gedefinieerd als de som van de atmosferische depositie en de anorganische N die vrijkomt door mineralisatie van organisch N in de bodem.. Alterra-rapport 1561. 37.

(39) Atmosferische depositie Na de publicatie van het effect van atmosferische depositie op de visstand in meren in Scandinavië en Canada (Oden 1967, Beamish et al. 1975) is zeer veel onderzoek gedaan naar de relatie tussen luchtkwaliteit en depositie enerzijds en biodiversiteit en productie anderzijds. Lag aanvankelijk de nadruk op aquatische systemen, na publicaties van Ulrich eind jaren zeventig over het verwachte bossterven verschoof de aandacht naar terrestrische systemen (zie Ulrich et al. 1979). In de loop van de jaren tachtig begon de aandacht te verschuiven van verzuring naar eutrofiëring. Dit hing samen met de sterke daling van de emissie van SO2, en de gelijktijdige stijging van de emissie van NH3. Nadat was aangetoond dat ook NH3 meestal tot bodemverzuring leidt (Van Breemen et al. 1982) is het onderscheid in verzurende en eutrofiërende depositie ook minder zinvol. Het is aannemelijk dat in de huidige situatie aantasting van de biodiversiteit door atmosferische depositie vooral via eutrofiëring en in mindere mate via verzuring verloopt (Bobbink et al. 1998). Zoals hierboven uiteengezet leidt deze eutrofiëring tot het verdringen van een groot aantal aan arme omstandigheden aangepaste, langzaam groeiende soorten door een klein aantal aan rijke omstandigheden aangepaste en snel groeiende soorten. Algemeen wordt aangenomen dat er voor dit proces van verdringing een drempelwaarde bestaat, de critical load. De critical load is inmiddels een in het beleid (ook internationaal) algemeen geaccepteerde maat. Hieronder wordt ingegaan op methoden om de critical load vast te stellen.. 4.2. Afleiding van critical load per Habitattype. Empirische versus gesimuleerde critical load De critical load is volgens de momenteel internationaal gangbare definitie 'a quantitative estimate of an exposure to one or more pollutants below which significant harmful effects on specified sensitive elements of the environment do not occur according to present knowledge'. In deze context kunnen 'significant harmful effects' zijn (a) chemische veranderingen in bodem en water die direct of indirect effecten op organismen kunnen hebben, of (b) veranderingen in individuele organismen, populaties of ecosystemen (Nilsson & Grennfelt 1988). Er zijn twee manieren om critical load te schatten: empirisch of door simulatie (tabel 3). De eerste methode gebruikt proefvelden of 'mesocosms' waarin verschillende hoeveelheden stikstof worden toegevoegd. In dat geval wordt de critical load vastgesteld als die toevoeging waarbij een afname van biodiversiteit begint op te treden (Achermann & Bobbink 2003). De tweede methode maakt gebruik van modellen om de depositie te berekenen die leidt tot bodemcondities die nog juist door een gegeven vegetatietype verdragen worden. Deze grenswaarden per vegetatietype zijn overigens op hun beurt wel empirisch vastgesteld. Beide methoden bevatten bepaalde onzekerheden. Bij de empirische critical load komen die vooral voort uit onzekerheden in de vertaling van experimentele condities naar de veldsituatie, bij simulatie vooral uit gebrek aan gegevens over de respons van soorten op gegeven abiotische condities (in termen van zuurgraad en beschikbaarheid van nutriënten). Met name de respons op N beschikbaarheid is een grote bron van onzekerheid, omdat de N beschikbaarheid niet direct is af te leiden. 38. Alterra-rapport 1561.

No results found