Afstemmen van referentiecondities en evaluatiesystemen in
functie van de KRW: afleiden en beschrijven van typespecifieke
referentieomstandigheden en/of MEP in elk Vlaams
overgangswatertype vanuit de – overeenkomstig de KRW –
ontwikkelde beoordelingssystemen voor biologische
kwaliteitselementen.
Projecttitel:
Afstemmen van referentiecondities en evaluatiesystemen in functie van de Kaderrichtlijn Water: Afleiden en beschrijven van typespecifieke referentieomstandigheden en/of maximaal ecologisch potentieel in elk Vlaams overgangswatertype vanuit de – overeenkomstig de Kaderrichtlijn Water – ontwikkelde beoordelingssystemen voor biologische kwaliteitselementen.
Opdrachtgever:
Vlaamse Milieumaatschappij (VMM)
Rapport verkrijgbaar bij:
Instituut voor Natuurbehoud (IN), Kliniekstraat 25, B-1070 Brussel, België e-mail: info@inbo.be web-site: www.inbo.be tel: 02 558 18 12 fax: 02 558 18 05
Wijze van citeren:
Afstemmen van referentiecondities en evaluatiesystemen in
functie van de KRW: afleiden en beschrijven van typespecifieke
referentieomstandigheden en/of MEP in elk Vlaams
overgangswatertype vanuit de – overeenkomstig de KRW –
ontwikkelde beoordelingssystemen voor biologische
kwaliteitselementen.
Rein Brys, Tom Ysebaert, Vincent Escaravage, Stefan Van Damme, Alexander
Van Braeckel, Bart Vandevoorde & Erika Van den Bergh
September 2005
Verslag van het Instituut voor natuurbehoud
IN.O.2005.7
Studie uitgevoerd door het Instituut voor Natuurbehoud in samenwerking met het NIOO-CEME (NL) en de Universiteit Antwerpen (ECOBE) in opdracht van de Vlaamse
Milieumaatschappij Afdeling meetnetten en onderzoek
Voorwoord
De auteurs van dit rapport wensen vooreerst een aantal personen te bedanken die een bijdrage leverden bij het tot stand komen ervan.
An Tombeur (IN) hielp bij het digitaliseren van de vegetatiekaarten van de schorren en het
invullen van de vegetatie databank.
Wim Mertens (IN) hielp bij de vegetatiekartering van de schorren.
Ingrid Verbessem (IN) leverde de benthos gegevens aan voor de Zeeschelde. Maurice Hoffmann (IN) leverde de nodige informatie over het IJzer estuarium Steven Degraer (RUG, sectie Mariene Biologie) verstrekte de gegevens m.b.t. het
macrobenthos van het IJzer estuarium
Eric Tavernier (WLB) zorgde voor recente getijgegevens
Bert Frans (NV. Wen Z) maakte de derde vegetatiekartering van de Zeeschelde mogelijk
door opdracht te geven tot de het maken van het DTM en de orthofoto’s van het intergetijdengebied van de Zeeschelde en haar zijrivieren anno 2003.
Frederic Piesschaert (IN) las eerdere versies door en gaf relevante suggesties voor
verbetering.
Ook de leden van de stuurgroep droegen door hun relevante vragen en opmerkingen bij aan de totstandkoming van dit rapport:
Gaby Verhaegen (VMM) Greet Devriese (VMM) Sandra Desmedt (VMM)
Adelheid Vanhille (Afdeling Water) Jeroen Van Wichelen (RUG)
Inhoud
SAMENVATTING……….………1
1 PROJECTKADERING... 5
1.1 EUROPESE KADERRICHTLIJN WATER...5
1.1.1 Stappenplan ... 5
1.1.2 Referentiecondities ... 8
1.1.3 Indeling van oppervlaktewateren naar status... 8
1.1.4 Het berekenen van de EQR ... 10
2 PROJECTDOELSTELLINGEN... 11
3 VLAAMSE OVERGANGSWATEREN ... 12
3.1 VLAAMSE OVERGANGSWATERTYPEN...12
3.2 VLAAMSE OVERGANGSWATERLICHAMEN...12
3.2.1 Zeeschelde & zijriveren... 12
3.2.2 IJzerestuarium... 14
4 KNELPUNTEN EN PROCESSEN IN HET SCHELDE-ESTUARIUM EN ZIJRIVIEREN... 15
4.1 LICHTKLIMAAT EN ZUURSTOFHUISHOUDING...15
4.2 SILICIUMBALANS...15
4.3 VERANDERENDE HYDRODYNAMICA EN MORFOLOGIE...16
4.4 ZOETWATERAFVOER...21
4.5 EVOLUTIE VAN HET AREAAL SLIK- EN SCHOR...21
5 VASTSTELLEN VAN MAXIMAAL- EN GOED ECOLOGISCH POTENTIEEL (MEP/GEP)... 23
6 SCHAALAFHANKELIJKE BENADERING... 25
7 MEP/GEP VOOR HABITATAREALEN OP ECOSYSTEEMNIVEAU ... 27
7.1 MEP VOOR HABITATAREALEN: DE HYDROMORFOLOGISCHE BENADERING...28
7.2 GEP VOOR HABITAT AREALEN: DE FUNCTIONELE BENADERING...33
7.2.1 Functionele ondergrens van het GEP voor slikareaal ... 33
7.2.2 Functionele ondergrens van het GEP voor schorareaal... 35
8 FYTOPLANKTON... 36
8.1 RECONSTRUCTIE VAN DE VUILVRACHT UIT HET BEKKEN...36
8.2 KOPPELING VUILVRACHT BEKKEN – ESTUARIENE PRODUCTIE...37
8.3 AANPASSING VAN DE KLASSEGRENZEN VOOR CHLOROFYL A IN HET ZOETWATER GETIJDENGEBIED...38
8.4 BESLUITEN...39
9 MACROBENTHOS... 41
9.1 REFERENTIEKADER VOOR MACROBENTHOS...41
9.2 HET MACROBENTHOS VAN EUROPESE BRAKWATER- EN ZOETWATER-GETIJDENGEBIEDEN...43
9.3 HUIDIGE TOESTAND VAN HET MACROBENTHOS VAN DE ZEESCHELDE...47
9.3.1 Brakwatergetijdengebied (Waterlichaam A)... 47
9.3.2 Zoetwatergetijdengebied (Waterlichamen b,c,d) ... 47
9.4 BENTHISCHE INDICATOREN VOOR OVERGANGSWATEREN...50
9.5 DE HIËRARCHISCHE, SCHAAL-AFHANKELIJKE BENADERING...53
9.5.1 Ecosysteemniveau (Niveau 1)... 54
9.5.3 Karakteristieken van de Macrobenthische gemeenschappen (niveau 3) ... 63
9.5.4 Integratie van de (sub-)indicatoren tot een indicator... 71
9.6 TOEPASSING VAN DE INDICATOR OP DE ZEESCHELDE... 73
9.6.1 Ecosysteemniveau (Zones B, C, en D geïntegreerd)... 73
9.6.2 Habitatniveau (Waterlichamen A, B, C en D) ... 74
9.6.3 Gemeenschap niveau (Waterlichaam A)... 75
9.6.4 Gemeenschapsniveau (Waterlichamen B,C,D)... 80
9.6.5 Integratie van de indicatoren tot een algemene beoordeling voor de waterlichamen in de Zeeschelde... 81
9.7 TOEPASSING VAN DE INDICATOR OP DE IJZERMONDING... 82
9.7.1 Soortenaantal... 83
9.7.2 Soortenlijst... 84
9.7.3 Evaluatie van de indicator voor diversiteit ... 84
9.7.4 Dichtheid... 85
9.8 VERDERE ONTWIKKELING VAN DE INDICATOR... 85
9.9 VELDPROTOCOL VOOR HET MACROBENTHOS... 87
10 MACROFYTEN ... 89
10.1 VEGETATIEONTWIKKELING OP DE SCHORREN VAN DE ZEESCHELDE... 89
10.1.1 Zoetwaterschorren ... 90
10.1.2 Brakwater schorren... 92
10.2 BEPALENDE ABIOTISCHE FACTOREN OP DE SCHORREN... 93
10.2.1 Saliniteit en overstromingsregime ... 93
10.2.2 Oppervlakte en vormindex van de schorgebieden... 95
10.2.3 Connectiviteit van de schorgebieden ... 96
10.2.4 Geomorfologische diversiteit van de schorgebieden... 98
10.3 TEMPORELE EVOLUTIE... 102
10.4 STURENDE FACTOREN EN PROCESSEN... 108
10.5 KEUZE VAN DE RELEVANTE PARAMETERS VOOR SCHORKWALITEIT... 112
10.6 AFBAKENING VAN MEP/GEP EN KLASSEGRENZEN... 113
10.6.1 Arealen... 113
10.6.2 Duurzaamheid... 115
10.6.3 Kwaliteit van de vegetatie... 116
10.6.4 Integratie van de parameters tot één EQR score... 120
10.7 TOEPASSING VAN DE BEOORDELINGSMETHODE OP DE ZEESCHELDE... 121
10.7.1 Arealen... 121
10.7.2 Vorm-index... 122
10.7.3 Vegetatie... 127
10.7.4 Eindscore per waterlichaam... 129
10.8 VELDPROTOCOL VOOR DE BEOORDELING VAN DE SCHORREN... 131
10.8.1 Monitoring volgens korte termijn intervallen: ... 131
10.8.2 Monitoring volgens langere termijn intervallen:... 132
11 LITERATUUR ... 133
12 LIJST VAN DE FIGUREN... 143
13 LIJST VAN DE TABELLEN ... 147
BIJLAGE I. Berekening van de vuilvrachten uit het bekken in pristiene omstandigheden, huidige omstandigheden en bij het voldoen aan de vereisten voor de KRW……… ……….……….… 150
BIJLAGE II. Bijlage bij het luik macrobenthos……….… 160
Samenvatting
Sinds december 2002 is de Europese Kaderrichtlijn Water (KRW) van kracht voor alle Europese lidstaten. Volgens deze richtlijn moeten alle Europese wateren zich tegen eind 2015 in een ‘goede toestand’ bevinden. Om de ecologische toestand van oppervlaktewateren vast te stellen moeten de betreffende lidstaten, volgens een duidelijk afgelijnd stappenplan, monitoringprogramma’s en beoordelingssytemen uitwerken voor een aantal biologische kwaliteitselementen. Deze biologische kwaliteitselementen zijn gespecificeerd per categorie van oppervlaktewateren.
Dit rapport behandelt stap 3 (afbakening van een referentiekader) en stap 4 (ontwikkelen van een evaluatiescore) van dit stappenplan voor de Vlaamse overgangswateren. De biologische kwaliteitselementen die aan bod komen zijn fytoplankton, macrobenthos en
macrofyten. De studie vertrekt voornamelijk vanuit de kennis over de Zeeschelde, het
meest gedocumenteerde overgangswater voor Vlaanderen. Ze bouwt verder op de onderzoeksresultaten van een studie die eerder in opdracht van de VMM aan het stappenplan voor Vlaamse overgangswateren gewijd was (Van Damme et al, 2003) en integreert daarin ook de resultaten en nieuw verworven inzichten uit de instandhoudingsdoelstellingen voor het Schelde-estuarium (Adriaensen et al, 2005).
Alle Vlaamse overgangswateren werden aangeduid als sterk veranderde waterlichamen, daarom worden maximaal en goed ecologisch potentieel (MEP/GEP) als referentiekader gebruikt voor de beoordelingssystemen en niet de pristiene toestand.
Dit MEP/GEP werd vanuit een ecosysteembenadering gedefinieerd als het optimaal functioneren van het estuariene ecosysteem. Vooraleer het referentiekader af te bakenen werden ecologische knelpunten en remediërende processen geïdentificeerd. Ecologisch potentieel wordt dan gedefinieerd als het potentieel voor natuurlijke fysische, chemische en biologische processen om zich binnen bepaalde (realiseerbare) grenzen zo goed mogelijk te kunnen ontplooien. De realisatie van dit ecologisch potentieel vergt een aanpak die het lokale niveau en dat van de individuele kwaliteitselementen overstijgt. Daarom werd gekozen voor een geïntegreerde, hiërarchische en schaalafhankelijke benadering bij het vaststellen van het referentiekader en werden, naast de door de KRW verplichte parameters, ook essentiële habitatkenmerken als parameter opgenomen in de evaluatiescores voor de biologische kwaliteitselementen.
In de maatlat voor fytoplankton werden de parameters en beoordelingswijze uit Van Damme et al 2003 grotendeels gehandhaafd. De klassegrenzen en beoordelingswijze voor chorofyl a werden echter aangepast aan nieuw verworven inzichten.
In de maatlat voor macrobenthos werden parameters op drie verschillende schaalniveaus geselecteerd:
- Op ecosysteemniveau: de ratio tussen de systeemgemiddelde macrobenthosbiomassa en de gemiddelde primaire productie
- Op habitatniveau: de arealen slik en ondiepwatergebied
- Op gemeenschapniveau: de parameters diversiteit, densiteit en biomassa
De verschillende parameters in deze maatlat worden tenslotte met een formule geïntegreerd in een poging één overkoepelende indicatiewaarde (score) te bekomen.
In de maatlat voor macrofyten werden eveneens parameters op drie schaalniveaus geselecteerd:
- Op ecosysteemniveau: het schor areaal
- Op niveau van het waterlichaam: het schor areaal en de gemiddelde kwaliteit van de individuele schorren binnen dat waterlichaam.
- Op niveau van de individuele schorren: de huidige oppervlakte in relatie tot de gewenste oppervlakte (GEP) noodzakelijk voor een duurzame ontwikkeling en behoud van de bestaande schorren, de vegetatiediversiteit, de soortenrijkdom en de floristische kwaliteitsindex (FQI).
De verschillende parameters in deze maatlat worden tenslotte met een formule geïntegreerd in een poging één overkoepelende indicatiewaarde (score) te bekomen. De individuele score van de verschillende parameters laat dan weer toe om knelpunten en remediërende maatregelen te identificeren en te lokaliseren.
De maatlatten voor macrobenthos en macrofyten werden vervolgens in de mate van het mogelijke toegepast op de waterlichamen in de Zeeschelde. Voor beide kwaliteitselementen geldt dat geen enkel waterlichaam de ondergrens van het GEP haalt. Hieruit kan men niet anders dan concluderen dat er zich remediërende maatregelen opdringen. De voorgestelde methoden zijn extrapoleerbaar naar de zijrivieren van de Zeeschelde en de IJzer mits de nodige gegevens beschikbaar zijn.
1 Projectkadering
1.1 Europese Kaderrichtlijn Water
Sinds december 2000 is de Europese Kaderrichtlijn Water (“De richtlijn 2000/60/EG van het Europese parlement”) van kracht voor alle Europese lidstaten. Deze Europese Kaderrichtlijn Water (KRW) heeft een grootschalige kentering in het integrale waterbeleid veroorzaakt, waarbij de doelstellingen voor water niet langer in functie staan van menselijk gebruik maar eveneens rekening houden met de ecologische leefbaarheid. Dit heeft tot gevolg dat zowel normen, beschermingsmaatregelen als monitoringsnetwerken dienen te worden aangepast aan deze nieuwe ‘ecologische kwaliteitsdoelstellingen’.
De KRW verplicht zijn lidstaten tot het uitwerken van een natuurgericht meetnet voor zijn oppervlaktewateren volgens een duidelijk afgelijnd stappenplan. De lidstaten zijn verantwoordelijk voor de uitbouw van een meetnetwerk en de ontwikkeling monitoringsprogramma’s waarmee de watertoestand nauwkeurig kan worden opgevolgd. Dit heeft tot doel op termijn binnen elk stroomgebieddistrict een samenhangend totaalbeeld te bekomen van de ‘ecologische waterkwaliteitstoestand’ en om een beheerplan met een maatregelenprogramma op te stellen waarmee de goede ecologische toestand kan bereikt worden. Deze ecologische toestand wordt in de KRW gedefinieerd als “een aanduiding
van de kwaliteit van de structuur en het functioneren van aquatische ecosystemen die met oppervlaktewateren zijn geassocieerd” (EU,2000/60/EG).
Bij de opstelling en implementatie van de monitoringsprogramma’s dient een strikte timing te worden nageleefd; het volledige meetnet op het terrein dient geïmplementeerd te zijn tegen 2006. De eerste monitoring en evaluatie van de ecologische toestand dienen vervolgens te gebeuren tegen 2009. Als vooropgestelde doelstelling dient de goede
ecologische kwaliteit van de oppervlaktewateren bereikt te worden tegen december 2015.
Een gedetailleerd tijdschema van de opeenvolging van de verschillende stappen is door AMINAL en VMM gepubliceerd (VIWC 2001).
1.1.1 Stappenplan
De KRW geeft duidelijk aan welke stappen moeten worden doorlopen om een biologisch meetnet voor de oppervlaktewateren te ontwikkelen.
Stap 1. Afbakening categorieën
De KRW stelt dat elke lidstaat zijn aanwezige oppervlaktewateren dient onder te verdelen in de volgende categorieën (zie figuur 1):
- rivieren, - meren, - kustwateren, - overgangswateren
Stap 2. Afbakening types
In een tweede stap moeten alle gecategoriseerde oppervlaktewateren worden onderverdeeld in typen (zie Figuur 1). Bij aanvang van deze typologie moet worden uitgegaan van de natuurlijke verscheidenheid aan aanwezige levensgemeenschappen. Hierbij moet worden gezocht naar een overkoepelende en sturende abiotische variabele (bv. ecoregio’s, hoogteligging, breedte, verval, diepte, temperatuur, zuurtegraad, alkaliniteit, …) die de verscheidenheid aan levensgemeenschappen dient te vatten. Opnieuw dient dan finaal een kaart te worden uitgewerkt waarop de verspreiding van de verschillende afgebakende typen wordt weergegeven.
Deze twee eerste stappen in de uitbouw van een biologisch meetnet zijn voor Vlaanderen al uitgewerkt en worden gedetailleerd behandeld in (Jochems et al. 2002). Dit project behandelt een deel van het vervolgtraject voor de daarin gedefinieerde Vlaamse overgangswateren: de Zeeschelde en de IJzer.
Figuur 1. Stappenplan voor de ontwikkeling van een ecologische classificatie methodiek
van de oppervlaktes opgelegd in de KRW (CIS-REFCOND 2003).
Stap 3. Afbakening referentiekader
Voor de evaluatie van de ecologische toestand van de oppervlaktewateren preciseert de KRW welke biologische kwaliteitselementen of meetlatten dienen te worden opgenomen binnen de meetnetten (KRW, bijlage V) (zie Figuur 1). De biologische kwaliteitselementen die de lidstaten in overgangswateren moeten opvolgen zijn:
Voor elk afgebakend watertype dient vervolgens voor elk biologisch kwaliteitselement een systeemeigen referentiekader beschreven te worden, dat overeenkomt met de natuurlijke levensgemeenschappen die binnen dat watertype worden aangetroffen of kunnen worden verwacht. Hierbij specificeert de KRW per kwaliteits element een aantal parameters, op basis waarvan dit dient te gebeuren: taxonomische samenstelling, abundantie en (voor fytoplankton) biomassa van de levensgemeenschappen.
Het af te bakenen referentiekader dient voor elk biologisch kwaliteitselement overeen te komen met de maximale score in het beoordelingssysteem. De manier waarop de referentiecondities dienen te worden afgebakend en beschreven, wordt in punt 1.1.2. verder uitgewerkt.
Figuur 2. Afbakening van de Ecologische kwaliteitsratio (EQR) volgens de KRW
(CIS-REFCOND 2003).
Stap 4. Ontwikkelen ecologische kwaliteitsratio (EQR)
Vervolgens moet per type en per biologisch kwaliteitselement een beoordelingssysteem opgesteld worden waarmee een evaluatiescore kan worden afgeleid, uitgedrukt als een
ecologische kwaliteitsratio (EQR) (zie Figuur 2). Dit heeft tot doel een beoordeling te
kunnen geven van de impact van de menselijke activiteiten op ecologische kenmerken en dit op verschillende geïntegreerde schalen in ruimte en tijd. Deze evaluatiescore dient te worden opgesplitst in vijf klassen waarvan de waarde varieert tussen 0 en 1, waarbij een score 1 overeenkomt met de referentietoestand (zie Figuur 2). De vijf verschillende klassen vertegenwoordigen elk een ecologische kwaliteitsklasse:
- Klasse 1 = “zeer goede ecologische kwaliteit” - Klasse 2 = “goede ecologische kwaliteit” - Klasse 3 = “matige ecologische kwaliteit” - Klasse 4 = “slechte ecologische kwaliteit” - Klasse 5 = “zeer slechte ecologische kwaliteit”.
De berekende EQR’s voor elk van de biologische kwaliteitselementen zijn complementair per type. M.a.w. belichten ze elk een ander aspect van de ecologische kwaliteit binnen het betreffende watertype. Daarom geldt dan ook de richtlijn dat als overkoepelende EQR voor een bepaald watertype de laagste EQR wordt genomen (het “one out, all out” principe), en dat de slechtste score de doorslaggevende zal zijn.
1.1.2 Referentiecondities
Hoewel een algemene Europese handleiding voor het afbakenen van referentiecondities voor elk biologisch kwaliteitselement voor een aantal oppervlaktewatertypen voor handen is (Wallin et al. 2003), is reeds voor verschillende biologische kwaliteitselementen gebleken dat dit niet steeds even eenduidig is (zie bv. Bijkerk & Essenlink 2004; Escaravage et al. 2004).
Als algemene richtlijn wordt gesteld dat in eerste instantie moet gezocht worden naar referentiesite(s) binnen de lidstaat, ook aangeduid als de ruimtelijke benadering voor het referentiekader. Hierbij wordt aangeraden referentieplaats(en) te selecteren op basis van fysisch-chemische en hydromorfologische criteria, die bijkomend kunnen worden aangevuld met stress-indicatoren zoals landgebruik, vervuiling, enz. Op deze plaatsen kan dan worden nagegaan of de betreffende biota voldoen als bruikbare referentiegemeenschap. Wanneer deze referentiesites niet beschikbaar zijn, kan in tweede instantie worden gezocht naar geschikte systemen in het buitenland.
Veelal zijn geen geschikte referentiesites meer aanwezig waardoor men moet terugvallen op historische datasets, de historische benadering. Bij deze benadering worden de referentiecondities gelijkgesteld aan deze waarbij menselijke beïnvloeding afwezig of zeer beperkt was.
type in onverstoorde toestand en er geen of slechts zeer geringe tekenen van verstoring zijn (zie Bijlage V.1.2. van de KRW). De referentietoestand in natuurlijke waterlichamen komt met andere woorden overeen met de zeer goede toestand waarbij de hoogste van de 5 kwaliteitsklassen toegewezen wordt. Op basis van deze referentie kan dan vervolgens een
goede ecologische toestand (GET) worden afgebakend.
Wanneer het waterlichaam echter kunstmatig of sterk veranderd is, kan het afmeten van de ecologische toestand niet gebeuren t.o.v. een ‘natuurlijke’ referentie. Daarom stelt de KRW dat voor deze kunstmatige of sterk veranderde waterlichamen een Maximaal Ecologisch
Potentieel (MEP) i.p.v. een referentie dient te worden afgebakend, gebaseerd op het meest
vergelijkbare natuurlijke type. Op basis van dit maximaal ecologisch potentieel kan dan in een volgende stap het Goed Ecologisch Potentieel (GEP) voor het betreffende biologische kwaliteitselement worden afgebakend. Elk sterk veranderd oppervlaktewaterlichaam dient eveneens tegen eind 2015 minstens te voldoen aan een ‘goed ecologisch potentieel’.
Figuur 3. Afbakening van de referentieomstandigheden in natuurlijke en sterk veranderde
waterlichamen.
De referentie/MEP vormt de bovengrens of maximale score voor het op te stellen ecologische beoordelingssysteem. Het GET/GEP vormt de ondergrens van de ecologische toestand die voldoet aan de ecologische doelstellingen van de KRW. Tot slot mag de aanduiding van een waterlichaam als sterk veranderd in geen geval aangewend worden als een middel om minder strikte doelstellingen te stellen omwille van andere redenen.
1.1.4 Het berekenen van de EQR
Voor de biologische kwaliteitselementen moeten beoordelingssystemen opgesteld worden waarmee niet alleen een evaluatieklasse maar ook een evaluatiescore kan afgeleid worden, uitgedrukt als EQR ten opzichte van de referentiewaarde of MEP. De EQR bekomt men door gemeten waarden te delen door de referentiewaarde. Klassegrenzen voor biologische kwaliteitselementen worden echter vastgelegd op basis van hun ecologische relevantie en resulteren daarom dikwijls in een niet lineaire schaalverdeling. In dat geval moet de EQR getransformeerd worden naar een lineaire schaalverdeling met gelijke afstand tussen de klassegrenzen. Voor deze herschaling kan gebruik worden gemaakt van de formule uit van den Bergh (2004) die in onderstaande figuur wordt toegelicht.
Transformatie van de ecologische kwaliteitsratio naar en lineaire schaalverdeling (naar van den Berg, 2004).
Echter, vermits deze studie over sterk veranderde waterlichamen rapporteert moeten de klassegrenzen volgens de lineaire schaalverdeling aangepast worden om bovenstaande formule toe te passen. EQR voor het MEP is 1, waaronder vier klassen worden afgebakend met klassegrenzen 0,75(ondergrens GEP), 0,50 (ondergrens matig) en 0,25 (ondergrens slecht) op de lineaire EQR schaalverdeling. De getransformeerde scorevoor deze rapportage worden dan:
Score T= OGT+(scoreNT-OG NT)/BG NT-OG NT)* 0,25
2 Projectdoelstellingen
De algemene doelstelling van het bovengenoemde project is bij te dragen aan de verdere
invulling van stappen 3 en 4 zoals beschreven in 1.1.1. voor de Vlaamse overganswateren: 1. Het afleiden en beschrijven van een systeemeigen referentiekader (MEP/GEP) in elk
Vlaams overgangswatertype voor de biologische kwaliteitselementen: fytoplankton, macrofyten en macrozoöbenthos.
2. Het uitwerken van een ecologische beoordelingsmethode en het toepasbaar maken voor bovenvermelde biologische kwaliteitselementen.
3. Het uitwerken van een methodologie en een veldprotocol van de ecologische beoordelingsmethode voor elk afgebakend Vlaams overgangswaterlichaam.
Afbakening van de kwaliteitselementen:
- Het kwaliteitselement visfauna in overgangswateren wordt behandeld in de projecten VMM.AMO.KRW.ECO1.2002 en VMM.AMO.SCALDIT.VISII waarin visgemeenschappen in alle Vlaamse oppervlaktewatertypen aan bod komen.
- In Van Damme et al, 2003 werden kwaliteitsindices voor fytoplankton en
macrozoöbenthos van de Vlaamse overgangswateren voorgesteld. Voor beide worden
naar aanleiding van nieuwe onderzoeksresultaten en inzichten herzieningen voorgesteld in dit rapport.
- Het kwaliteitselement macrofyten omvat macroalgen, submerse angiospermen en schorvegetaties. De eerste twee groepen gedijen niet of nauwelijks in de Vlaamse overgangswateren en er zijn geen aanwijzingen dat de situatie in het verleden heel anders was. Submerse macrofyten worden dus niet in rekening gebracht bij de evaluatie van de ecologische toestand van de Vlaamse overgangswateren. Schorvegetaties kwamen nog niet aan bod in Van Damme et al, 2003 en worden hier uitvoerig behandeld.
3 Vlaamse overgangswateren
Algemeen wordt een overgangswater binnen de KRW gedefinieerd als ‘een
oppervlaktewaterlichaam in de nabijheid van een riviermonding dat gedeeltelijk zout is door de nabijheid van kustwateren, maar dat in belangrijke mate door zoetwaterstromen beïnvloed wordt’.
3.1 Vlaamse overgangswatertypen
De afbakening van de watertypen (stap 2) binnen de categorie overgangswateren is binnen Vlaanderen gebeurd op basis van de descriptor ‘getij-amplitude’ (Samenvatting Artikel 5-analyses SGD Schelde). Op deze manier zijn twee types binnen het overgangswater afgebakend binnen Vlaanderen:
- macrotidaal laaglandestuarium O1 (maximale gemiddelde springtij > 5 m), hiertoe
behoort de Zeeschelde en haar getijgebonden zijrivieren, het Vlaamse deel van het Schelde-estuarium.
- mesotidaal laaglandestuarium O2 (maximale gemiddelde springtij > 1 m en < 5 m),
hiertoe behoort de IJzer tot aan de Ganzepoot.
3.2 Vlaamse overgangswaterlichamen
3.2.1 Zeeschelde & zijriveren3.2.2 IJzerestuarium
Het tweede afgebakende overgangswater in Vlaanderen is het IJzer-estuarium (type O2) (Figuur 5) (Samenvatting Artikel 5-analyses SGD Schelde). Dit gebied ligt volledig op Vlaams grondgebied en wordt gekarakteriseerd als een polyhalien estuarium met een gemiddelde getijamplitude van 4 m. Als zeewaartse begrenzing is voor dit overgangswatertype de 90% isohalien-lijn genomen en als landinwaartse begrenzing fungeert het sluizencomplex “Ganzepoot”. Het IJzer-estuarium werd aangeduid als één overgangswaterlichaam van het type mesotidaal laaglandestuarium.
4 Knelpunten en processen in het Schelde-estuarium en
zijrivieren
4.1 Lichtklimaat en zuurstofhuishouding
Een belangrijke factor in de estuariene pelagiale processen is het heersende lichtklimaat in de waterkolom. Het lichtdoorlatend vermogen van het water (of troebelheid), beïnvloedt in sterke mate de primaire productie (ontwikkeling van plantaardig materiaal), wat op zijn beurt een sturende factor is voor de productiviteit van ongewervelde bodemdieren en de draagkracht voor vogels en vissen (Sabbe & Vyverman 1991; MacIntyre et al. 1996; Underwood & Kromkamp 1999). Door de getijdenwerking in estuaria en de daarmee gepaard gaande sterke stromingen komen slib en ander bodemmateriaal in suspensie waardoor deze wateren (zoals de Zeeschelde) erg troebel zijn. Het lichtklimaat in de Zeeschelde is beperkend voor de primaire productie, maar het is niet bekend in hoeverre het huidige lichtklimaat afwijkt van de referentie (Adriaensen et al, 2005). De impact van lichtlimitatie op de primaire productie in de Zeeschelde is vele malen sterker dan de invloed van nutriëntenlimitatie (Vanderborght et al. 2002). Diatomeeën of kiezelwieren, hebben echter weinig licht nodig waardoor ze een dominante rol vervullen in de primaire productie van het estuarium (Muylaert et al. 2000). Voor deze groep zal vooral de beschikbaarheid van opgelost silicium (zie paragraaf 4.2) de groei en ontwikkeling bepalen.
De zuurstofhuishouding hangt nauw samen met de nutriëntenhuishouding en het lichtklimaat (Staats et al. 2000) en is op haar beurt medebepalend voor diversiteit en biomassa van benthos (Verslycke et al. 2004) en vissen (Maes et al. 2004). Zuurstofarme omstandigheden leiden vaak tot dominantie van opportunistische en tolerante soorten (bv. dominantie van Oligochaeta).
De zuurstofhuishouding in de Zeeschelde scoort momenteel nog slecht. Zo wordt bijvoorbeeld de lage diversiteit aan vis en macrobenthos in de Schelde toegeschreven aan de slechte heersende zuurstofcondities (Lemaire et al. 2002; Maes et al. 2004; Vandenborght et
al. 2002; Seys et al, 1999a,b; Ysebaert 2000).
4.2 Siliciumbalans
Het Schelde-estuarium is de laatste decennia geconfronteerd met eutrofiëringsproblemen. De Redfield-ratio voor nutriënten (Si:N:P = 16:16:1 (Redfield, 1958)) wordt vaak gebruikt als waardemeter om deze te kwantificeren. Door de sterk verhoogde input van N en P uit het stroomgebied is de Redfield-ratio in de Zeeschelde scheefgetrokken.
Stikstoflimitatie (N:P<10) kwam in het afgelopen decennium in de volledige Zeeschelde niet voor. Silicium wordt limiterend ten opzichte van fosfor wanneer de Si:P verhouding kleiner is dan 3. Dit kwam het afgelopen decennium herhaaldelijk voor tijdens het zomerse fytoplankton groeiseizoen (Soetaert et al., in press).
Diatomeeën zijn voor de ontwikkeling van hun kiezelpantser essentieel afhankelijk van silicium. Wanneer de diatomeeënproductie sterk toeneemt door verhoogde beschikbaarheid van nutriënten, wordt silicium beperkend voor hun verdere ontwikkeling en komen ongewenste niet-diatomeeënalgen tot bloei.
silicium in het overstromende water het laagst is. In de Zeeschelde is naar schatting bijna de helft van de totale DSi vracht afkomstig van export uit de schorren in perioden van depletie. (Struyf et al. 2005a). Schorgebieden fungeren dus als essentiële silicium-bron in het ecosysteem wanneer de nood hieraan (voornamelijk tijdens het zomerse fytoplankton groeiseizoen) het hoogst is.
Daarnaast oefenen slik- en schorgebieden eveneens een belangrijke invloed uit op andere (bio)chemische processen zoals denitrificatie, het zelfreinigend vermogen van het estuarium enz. Ook op deze manier beïnvloeden ze de leefbaarheid van het ecosysteem voor fytoplankton, macrobenthos, vissen etc. (Golterman 1995; Cabecadas et al. 1999; van der Peil & Verhoeven 1999; Amoros & Bornette 2002).
4.3 Veranderende hydrodynamica en morfologie
Zoals reeds eerder beschreven is het Schelde-estuarium met haar zijrivieren een door menselijk toedoen sterk veranderd waterlichaam. Globaal kunnen we stellen dat door bedijkingen en inpolderingen over de eeuwen heen de bewegingsvrijheid van de Schelde drastisch werd beperkt tot de kunstmatige bedding waarbinnen de rivier zich nu bevindt (Vroon et al. 1997). Ondanks deze voorgeschiedenis vormt het Schelde-estuarium door zijn lengte, de grote getijverschillen, de volledige zout-zoetgradiënt en dus de aanwezigheid van zowel zout-, brak- als zoetwaterschorren binnen Europa nog steeds een uitzonderlijk ecosysteem. Op Europese schaal is het Schelde-estuarium, voornamelijk door de aanwezigheid van het zoetwatergetijdengebied, dan ook een zeer zeldzaam ecosysteem en heeft het bijgevolg een belangrijke natuurwaarde waardoor grote delen slik- en schorgebieden beschermd zijn.
Figuur 6. De impact van natuurlijke en antropogene factoren op de getij- en schordynamiek
Algemeen wordt het bestaan van intergetijdengebieden (slikken en schorren) bepaald door een dynamische wisselwerking van processen die geassocieerd zijn met de accumulatie en erosie van sedimenten. Het proces van de sedimentatie of accumulatie leidt meestal tot verticale groei van het intergetijdengebied en is één van de belangrijkste factoren die ecologische processen binnen deze systemen bepaalt (Reed 1989). Zo toonde Pethick (1981) aan dat de ophogingsnelheid van schorren een asymptotische relatie vertoont met hun leeftijd, of met andere woorden dat jonge intertidale schorren zich sneller kunnen ontwikkelen en ophogen in vergelijking met oudere intertidale schorren. Dit proces van aangroei en ophoging binnen het getijdensysteem zet zich voort tot het schoroppervlak uitgroeit tot net boven de gemiddelde hoogwaterlijn (circa 0,1 tot 0,2 m) en een evenwichtstoestand bereikt wordt (Allen 2000; French 1993). Deze evenwichtssituatie kan echter opnieuw worden verstoord wanneer de gemiddelde hoogwaterlijn toeneemt en het proces van sedimentaccumulatie zich opnieuw op gang trekt (Shi 1993; Orson et al. 1998).
Het afgelopen decennium werd in verschillende estuariene systemen aangetoond dat slik- en schorgebieden niet in staat blijken te zijn om de recente stijgingen van de gemiddelde hoogwaterlijn te volgen. Hierdoor gaan op verschillende plaatsen grote arealen intertidale gebieden verloren door ‘verdrinking’ (Kearney & Stevenson 1991; Reed 1995; Ward et al. 1998). Jaar 1900 1920 1940 1960 1980 2000 MHW (m) 4,6 4,8 5,0 5,2 5,4 MLW (m) 0,0 0,1 0,2 0,3 Evolutie MLW Evolutie MHW
Figuur 7. Evolutie van de gemiddelde hoogwaterlijn (MHW) en de gemiddelde laagwaterlijn
(MLW) in het Schelde estuarium nabij Antwerpen over de periode van 1900 tem 2000.
vaargeulen veelal uitgediept, verruimd en uitgebocht om de aangrenzende havens economisch rendabel te houden, waardoor hun trechterfunctie wordt versterkt (Hackney & Yelverton 1990).
Dit alles heeft tot gevolg dat deze estuariene systemen onderhevig worden aan een grotere getijenergie, een proces dat op haar beurt de morfologische ontwikkelingen en sedimentatie – erosieprocessen binnen het systeem sterk kunnen beïnvloeden (zie Figuur 7).
In deze context vormt het Schelde-estuarium een typevoorbeeld, waarbij een stijgende zeespiegel en een verdieping van de vaargeul de getij-amplitude de afgelopen eeuw systematisch heeft doen toenemen (Figuur 8). Zo bedraagt de huidige jaarlijkse stijging van de gemiddelde hoogwaterlijn binnen het Schelde-estuarium 1,5 cm. Bovendien is de maximale getijamplitude binnen het estuarium, die zich in de jaren tachtig rond Schelle bevond, de afgelopen tien jaar stroomopwaarts verschoven tot Temse en is ze over deze periode met gemiddeld 10 cm toegenomen (Figuur 8). Dit alles heeft tot gevolg dat de relatieve geulbreedte en geuloppervlakte (gemiddeld wateroppervlak bij laagwater) van de Zeeschelde de afgelopen decennia sterk zijn toegenomen.
Locaties Zandv lietslu is Kallo sluis Antw erpen Schelle Temse St Am ands Dender mond e Gemiddelde getij-amplitude (m) 4,0 4,5 5,0 5,5 1991-2000 1981-1990
Figuur 8. Verschil in gemiddelde getij-amplitude per meetstation in het Schelde-estuarium
tyssen de periode 1981-1990 en 1991-2000.
Figuur 9. Simulatie van de verticale groei van schorgebieden in het Schelde-estuarium de
komende 100 jaar onder een scenario van de verwachte toename van de gemiddelde hoogwaterlijn (uit Temmerman et al. 2003).
In de huidige context wordt reeds waargenomen dat verschillende intertidale gebieden binnen het Schelde-estuarium, zoals onder meer nabij de Temsebrug (Figuur 10), verdwijnen door verdrinking en/of erosie. Tussen 1992 en 2003 nam vooral het areaal aan slik af (gemiddeld met 16.5 % per intergetijdengebied).
Figuur 10. De evolutie van slik- en schor-afname van het schorgebied nabij de Temsebrug
De schorren in de Zeeschelde groeien voorlopig nog mee met de stijgende hoogwaterlijn. Dit proces resulteert echter in een wijziging van de profielen van de intertidale gebieden omdat er in de meeste gevallen weinig tot geen mogelijkheid tot (landwaartse) uitbreiden (Temmerman
et al. 2003; Van den Bergh et al., 2005). De helling wordt steiler of erodeert tenslotte weg
door de toenemende stroomsnelheden en er ontstaan schorkliffen. De overgang van de hoger gelegen schorgebieden, die deels verder zullen ophogen, naar de schor-slik grens wordt abrupter (Figuur 11), waardoor het areaal aan macrobenthisch en floristisch waardevolle overgangsgebieden sterk in oppervlakte afneemt (Kennish 2002).
Deze evoluties zullen niet enkel een negatieve invloed uitoefenen op de abundantie van verschillende karakteristieke schorvegetaties en plantensoorten die in hun voortbestaan op deze dynamische overgangszones zijn aangewezen, maar zullen ook een weerslag hebben op de abundanties en soortensamenstelling van bijvoorbeeld de benthische intertidale fauna, die op zijn beurt als voedsel fungeert voor vogels en vissen. Deze morfologische wijzigingen binnen het Schelde-estuarium zullen dus een belangrijke invloed uitoefenen op de trofische interacties in het ecosysteem.
Figuur 11. Schematisch overzicht van de impact van een toenemende getijdynamiek op een
fictief intertidaal schorgebied, waarbij a) schorren kunnen afkalven of b) de overgangszone steiler wordt.
4.4 Zoetwaterafvoer
In het Schelde-estuarium worden bij periodes van neerslag piekdebieten vastgesteld als gevolg van een versnelde afvoer van regenwater (Van Damme et al., 2003; Van den Bergh et
al., 2003). Deze piekdebieten hebben een onnatuurlijk karakter en zijn te hoog. De gevolgen
ervan laten zich op verschillende vlakken voelen:
- Massale sterfte van weinig mobiele soorten (macro-benthos) door fluctuaties in de zoutgradiënt die de natuurlijke variatie overtreffen.
- Bij zeer hoge debietwaarden spoelt het zoetwaterplankton uit naar een zone van hogere saliniteit en sterft daar af.
- Hoge debieten verkorten de verblijftijd van het water in het estuarium waardoor er minder tijd is voor de estuariene processen om de vuilvracht te verwerken.
4.5 Evolutie van het areaal slik- en schor
Op basis van orthofoto’s van 1990, 1996, 2003 en 2004 en de daarvan afgeleide vegetatiekaarten, verschillende kaartenreeksen van het Depot de la guerre, de kaarten van Van der Malen (1850), literatuurgegevens en het digitaal terreinmodel van de Zeeschelde van 2001, werd de temporele evolutie van de intergetijdengebieden in de Zeeschelde in kaart gebracht en werd een inschatting gemaakt van wijzigingen in slik- en schorarealen sinds 1850.
Figuur 12. Cumulatieve proportionele afname t.o.v. de initiële toestand in 1850 van de grote
De huidige schoroppervlakte (toestand 2004) werd geschat op basis van de meest recente gebiedsdekkende vegetatiekaart van het Instituut van Natuurbehoud. Ook de oevervegetatie tussen grote schorgebieden werd in kaart gebracht. Voor de toestand 1990 werd gebruik gemaakt van de eerste vegetatiekaart van het Instituut voor Natuurbehoud, die echter enkel de grotere schorgebieden in kaart bracht. Wijzigingen in de tussenliggende gebieden konden dus niet achterhaald worden waardoor er vermoedelijk een onderschatting is van de schorerosie. Uit deze ruwe analyse blijkt dat het schorareaal in de Zeeschelde gehalveerd werd sinds 1850 (zie Tabel 1 en Figuur 12 en Figuur 13).
Figuur 13. Historische evolutie van de schorarealen nabij Antwerpen over de periode 1850 –
2003.
De huidige arealen van het slik werden ingeschat op basis van een combinatie van de meest recente vegetatiekaart en van het digitaal terreinmodel van de Zeeschelde van 2001. De toestand in 1990 werd teruggerekend op basis van met zekerheid herkenbare oppervlaktewijzigingen door slikaangroei en –erosie, natuurontwikkelingsprojecten en infrastructuurwerken. Aangezien dit niet gebiedsdekkend kon gebeuren, is de slikerosie vermoedelijk eveneens onderschat. Berekeningen van de toestand in 1950, 1900 en 1850 gebeurden op basis van kaartmateriaal en literatuurgegevens. Uit de meest recente orthofoto’s werden aanvullend de oppervlakten aan breuksteenbestorting op slikplaten (tussen GLW en GHW) berekend. Pragmatisch werd deze oppervlakte beschouwd als slik dat vernietigd werd in de periode 1950-2003 (de periode waarin het Sigmaplan werd uitgevoerd). Uit deze ruwe analyse blijkt dat nog slechts een derde (28%) van het slikareaal overblijft (zie Tabel 1 en
Tussen 1850 en 1950 ging het grootste aandeel intergetijdengebied verloren door inpoldering of ‘rivierwinning’. Van 1950 tot 1990 hebben voornamelijk infrastructuurwerken en dijkwerken het verdere areaalverlies bewerkstelligd. De laatste decennia echter is het habitatverlies voornamelijk te wijten aan erosie ten gevolge van toenemend onevenwicht in sedimentatie- vs. erosiesnelheden.
Tabel 1. Historische evolutie (1850 – 2003) van de schor- en slikarealen in de Zeeschelde.
*aan de situatie 2003 kunnen we nog 13,24 ha schor en 23,87 ha slik toevoegen voor de tijarm te Gent, voor de andere jaren kon deze oppervlakte niet teruggerekend worden.
Jaar 1850 1900 1950 2003* Schoroppervlak ha 1130,6 1067,4 795 596,8 cumulatief % verlies 0,0 5,6 29,7 47,2 Slikoppervlak ha 1432,9 1361,2 921,6 516,8 cumulatief % verlies 0,0 11,5 35,7 72,0
5 Vaststellen van Maximaal- en Goed Ecologisch Potentieel
(MEP/GEP)
Zoals reeds aangehaald onder paragraaf 1.1.2 dient voor elk Vlaams overgangswatertype een referentiekader te worden opgemaakt waarvan de ecologische toestand afgeleid wordt in termen van een EQR tussen 0 en 1. Bij kunstmatige en sterk veranderde waterlichamen wordt de ecologische toestand niet afgemeten t.o.v. een ‘natuurlijke’ referentie, maar t.o.v. een ‘maximaal ecologisch potentieel’ (MEP). Op basis van dit maximaal ecologisch potentieel kan dan in een volgende stap het ‘goed ecologisch potentieel’ (GEP) voor het betreffende biologische kwaliteitselement worden afgebakend. Het MEP vormt de bovengrens voor de op te stellen ecologische classificatie; het GEP vormt de ondergrens van de ecologische toestand die voldoet aan de ecologische doelstellingen van de KRW.
Grondige studie van het Schelde-estuarium toont dat voor een goed ecologisch functioneren een aantal belangrijke knelpunten zijn aan te wijzen. Deze liggen op het gebied van fysische en (bio)chemische processen en op het gebied van de ecologie, processen en habitats. Voor de verschillende knelpunten werden doelstellingen geformuleerd en ruimtelijk binnen het estuarium geprioriteerd. (zie Tabel 2). Deze doelstellingen kunnen input leveren bij de vaststelling van het MEP/GEP. Voor de Zeeschelde onthouden we vooral het optimaliseren van natuurlijke habitatprocessen, de stikstof-, zuurstof- en siliciumhuishouding, primaire productie, condities voor macrobenthos, en het uitbreiden van het areaal slik, schor en laagdynamisch ondiep water.
Tabel 2. Prioritering van doelstellingen per deelgebied in het Schelde-estuarium (Van den
Bergh et al., 2003). (++=zeer belangrijk, +=belangrijk, 0=minder belangrijk, blanco = onbekend.) In hoofding staan gebiedscodeses zoals die voor het Natuurontwikkelingsplan Schelde-estuarium gedefinieerd werden: 01= de Vlakte van de Raan; 02=
Vlissingen-Hansweert; 03= Hansweert-Grens; 04=grens-Burcht; 05=Burcht-Temse+ Rupel;06=Temse-Dendermonde; 07=Dendermonde-Gent;08=Durme; 09=Dijle, Zenne en Netes; 10= het stroomgebied van de Schelde .
doelstelling 01 VlR aa 02 VlH an 03 H anGr 04 GrB ur 05 Bur Tm 06 Tm D em 07 D emGt 08 D urme 09 ZeD N e 10 strS c
maximaliseren buffer bovenstroomse afvoer 0 0 0 0 + + ++ + ++ ++ maximaliseren tidale energiedissipatie + ++ ++ ++ ++ + + + + 0
uitbreiden meergeulenstelsel 0 ++ ++ 0 0 0 0 0 0 0
optimaliseren natuurlijk habitatprocessen ++ ++ ++ ++ ++ ++ ++ ++ ++ 0
minimaliseren turbiditeit 0 + + ++ ++ ++ + ++ + 0 optimaliseren koolstofhuishouding 0 0 0 0 0 0 0 0 0 ++ optimaliseren stikstofhuishouding 0 0 + + + ++ ++ ++ ++ ++ optimaliseren zuurstofhuishouding 0 0 0 + ++ ++ + ++ + ++ optimaliseren fosforhuishouding 0 0 0 0 0 0 + + + ++ optimaliseren siliciumhuishouding + ++ ++ ++ 0
optimaliseren primaire productie 0 + + ++ ++ ++ + ++ + 0 optimaliseren condities voor zoöplankton 0 + + + ++ ++ ++ ++ ++ 0 optimaliseren condities voor benthos + ++ ++ ++ ++ ++ ++ ++ ++ 0
optimaliseren vismigratie 0 + + + + + ++ ++ ++ ++
uitbreiden areaal ondiep laagdynamisch water + ++ ++ ++ ++ ++ ++ ++ ++ 0
uitbreiden areaal slik + ++ ++ ++ ++ ++ ++ ++ ++ 0
verlagen dynamiek slik 0 ++ ++ 0 0 0 0 0 0 0
uitbreiden areaal schor + ++ + + ++ + ++ + ++ 0
verjongen schor + ++ ++ ++ ++ ++ ++ 0 0 0
uitbreiden areaal wetland 0 0 0 + + + ++ + ++ 0
Voorwaarde voor het realiseren van een functioneel ecosysteem of natuurlijk potentieel waarbij aan deze doelstellingen voldaan wordt, is ruimte voor duurzame ecologische processen onder de gegeven hydrodynamische omstandigheden, m.a.w. het creëren van goede hydromorfologische omstandigheden. (Voor meer details verwijzen we naar Van den Bergh
et al., 2003 en Adriaensen et al., 2005). Realisatie van deze doelstelling vergt een aanpak die
het lokale niveau overstijgt en beïnvloedt meerdere kwaliteitselementen die ten behoeve van de KRW een beoordelingssysteem vereisen.
deze studie aan bod komen: fytoplankton, macrobenthos en macrofyten. Specifiek voor fytoplankton werden habitatkarakteristieken voor het pelagiaal zoals lichtklimaat, uitspoeling en SI:N:P ratio als parameter opgenomen (zie Van Damme et al., 2003).
6 Schaalafhankelijke benadering
Antropogene wijzigingen in de morfologie, hydrologie en waterkwaliteit van het estuarium hebben verstrekkende en interagerende gevolgen op de procesketen in het estuariene ecosysteem die het lokale niveau overstijgen (zie ook hoofdstuk 4 & 5). Oorzaak, gevolg en remediërende maatregel voor een knelpunt kunnen hierdoor ruimtelijk gescheiden zijn of zich op verschillende ruimtelijke schalen situeren. Dit vormt de basis van de schaalafhankelijke benadering beschreven door Ysebaert & Herman (2004). De hiërarchische, schaalafhankelijke benadering geeft een beoordeling van het systeem op de verschillende schaalniveaus die relevant zijn voor de sturende factoren en stressoren. De voorgestelde benadering kan, mits voldoende empirische basis kan verzameld worden, specifiek gemaakt worden voor verschillende typische stressoren en/of sturende factoren. Bovendien is zij expliciet met betrekking tot ruimtelijke en temporele schalen. Remediërende maatregelen kunnen in deze benadering dus beter geïdentificeerd, gelokaliseerd en geprioriteerd worden.
In deze studie is er dan ook voor gekozen om voor elk kwaliteitselement een beoordelingsmethode op te stellen op de verschillende schaalniveaus die relevant zijn voor het betreffende kwaliteitselement.
Figuur 14. Schematisch overzicht van de schaalafhankelijke benadering bij de beoordeling
Sturende factoren voor het fytoplankton zijn vooral relevant op ecosysteemniveau: waterkwaliteit, bovenafvoer en lichtklimaat.
Voor macrobenthos en macrofyten gelden drie schaalniveaus die verder toegelicht worden in respectievelijk hoofdstuk 9 en 10. In eerste instantie wordt het ecosysteem op zich beoordeeld, maar er worden eveneens beoordelingsmethoden op lagere niveaus, opgesteld (zie Figuur 14 voor macrofyten).
7 MEP/GEP voor habitatarealen op ecosysteemniveau
Een referentiebeeld voor de Zeeschelde is geschetst door Van Damme et al. (2003): overgangswateren krijgen de ruimte om over/tussen een afwisseling van uiteenlopende habitattypen te vloeien: platen, ondiep / diep water, slikken en schorren. De verdeling tussen de verschillende habitatten is in evenwicht met de dynamiek van het estuarium die de aanwezigheid van trager stromende zones en luwtes ruim toestaat.
In de PROSES ontwikkelingschets 2010 voor het Schelde-estuarium wordt ten aanzien van habitatten voor het thema natuurlijkheid het volgende geformuleerd (uit OS 2010, besluiten van de Nederlandse en Vlaamse regering, p. 19): De staat van instandhouding wordt als gunstig beschouwd wanneer:
• Het natuurlijk verspreidingsgebied en de oppervlakte van het natuurlijke habitat binnen een gebied stabiel zijn of toenemen;
• De voor behoud op langere termijn nodige specifieke structuur en functies bestaan en in de afzienbare toekomst vermoedelijk zullen blijven bestaan;
• De staat van instandhouding van soorten die typisch zijn voor het habitat gunstig is. Uitgangspunt van de beslissingen over de natuurlijkheid van het Schelde-estuarium is dat de optimalisatie van de fysische, chemische en ecologische processen zal leiden tot herstel van habitatten en populaties. De belangrijkste factor voor de optimalisatie van bijna alle natuurlijke processen in het estuarium, is ruimte. Voldoende ruimtelijke uitbreiding van het estuarium zal via procesherstel haast alle waardevolle habitattypen kunnen opleveren, de nu nog steeds voortschrijdende degradatie van het natuurlijk systeem stoppen en op termijn leiden tot herstel en verbetering. Door in te zetten op voldoende ruimte worden bovendien willekeurige keuzen voor arealen met specifieke habitattypen of voor bepaalde soorten vermeden.
In príncipe moet het mogelijk zijn om, gebaseerd op geomorfologische theorie en kennis van de hydromorfologische condities van het estuarium, een verwachtingspatroon op te stellen over de verdeling van verschillende habitatten in een onverstoord estuarium. Voor de afbakening van het MEP voor een sterk veranderd waterlichaam zoals de Schelde kan men zich uiteraard niet baseren op een toestand waarbij de estuariene natuur over de hele vallei zou beschikken om vrijelijk te kunnen meanderen. Men kan echter wel streven naar een garantie voor de duurzame ontwikkeling en instandhouding van de natuurlijkheid van de habitatten in het sterk veranderde waterlichaam.
7.1 MEP voor habitatarealen: de hydromorfologische benadering
In deze benadering wordt ervan uitgegaan dat de verschillende habitattypen langsheen een estuarium op iedere plaats een welbepaalde ruimte moet worden geschonken, in relatie tot de plaatselijke diepte van de vaargeul en karakteristieken van het getij, om tot een dynamisch evenwicht te kunnen evolueren waarbij ze een natuurlijke cyclus van ontwikkeling (sedimentatie) en degeneratie (erosie) kunnen doorlopen.
In de huidige configuratie wordt aan de meeste intergetijdengebieden langs de Zeeschelde onvoldoende ruimte gegund om zich zijdelings te kunnen uitbreiden (zie ook paragraaf 4). Reconstructie van de evolutie van de laatste decennia toonde aan dat intergetijdengebieden zich in deze configuratie niet duurzaam kunnen handhaven (Van den Bergh et al., 2005). Om op een relatief eenvoudige manier een maat te bekomen van de minimum ruimte die langsheen een estuarium nodig is om de natuurlijke cycli van slik en schorontwikkeling en -erosie in een dynamisch evenwicht te laten doorlopen kan men zich baseren op het hoogteverval tussen de hoog hoogwaterlijn en de bodem van de vaargeul.
Afstand (m.) 0 100 200 300 Hoogte (m. TAW) -8 -6 -4 -2 0 2 4 6 8 10 schor slik GHW GLW Vaargeul GHHW
Figuur 15. Gemiddeld topografisch profiel van het schor ‘de Notelaar’. GHHW = gemiddeld
hoog hoogwaterlijn, GHW = gemiddeld hoogwaterlijn (slik/schorgrens), GLW = gemiddeld laagwaterlijn (slik/watergrens).
bereikt wordt (Allen 2000; French 1993). De schorvegetatie speelt hierin een zeer belangrijke rol vermits planten de depositie van sedimenten sterk bevorderen en het proces van erosie afremmen (Esselink et al. 1998; Sanchez et al. 2001; zie Figuur 38). Hierdoor wordt op zijn beurt de ontwikkeling van de vegetatie gegarandeerd doordat de invloed van getijdynamiek vermindert met toenemende hoogte in het getijvenster (Bertness et al. 1992; zie Figuur 38). Dit proces wordt aangeduid als een typisch voorbeeld van “positieve feedback”.
In natuurlijke estuariene systemen worden spontane slik- en schorontwikkeling door sedimentatie afgewisseld met erosie. Deze degeneratieve fase wordt doorgaans ingezet met het afkalven van het schor vanaf de slik/schorrand, waarbij zowel de vegetatie als het geaccumuleerde sediment stelselmatig verdwijnen (Pringle 1995; Allen 2000). Uit onderzoek blijkt dat de helling van de intergetijdengebieden een cruciale rol speelt in het op gang brengen van dit proces. Wanneer een bepaalde helling overschreden wordt in de overgang van de gemiddelde laagwaterlijn naar de gemiddelde hoog hoogwaterlijn start het natuurlijk proces van afkalving. Hierbij beginnen de slikken en schorren te eroderen en kan het proces van de sedimentatie van voor af aan beginnen (van de Koppel et al. 2005). De zijdelingse ruimte die een natuurlijk estuarium inneemt (nodig heeft) om dit dynamisch evenwicht te onderhouden neemt dus toe met het hoogteverschil tussen de geulbodem en de hoog hoogwaterlijn. De vrijheid om deze ruimte in te nemen bepaalt in hoge mate de kwaliteit van de habitatten die zich ontwikkelen tussen de geul en de oever. Een estuarium zonder ruimtebeperking zou, wanneer het verhang tussen de geulbodem en de hoog hoogwaterlijn toeneemt, zijdelings uitbreiden tot de ideale helling voor het dynamisch sedimentatie/erosie evenwicht weer tot stand komt.
Indien uitbreiding in de breedte echter niet mogelijk is, zoals in de Zeeschelde, kan de cyclus niet opnieuw starten De overgang van de hoger gelegen schorren, die deels verder ophogen, naar de waterlijn wordt steiler, er ontstaan kliffen. Laagdynamisch subtidaal habitat, slikken en schorren verdwijnen voorgoed door erosie of kunnen enkel in gedegradeerde toestand voortbestaan door fixatie. Deze evolutie wordt nog versterkt door toenemende intensiteit en frequentie van golfslag, te wijten aan de toenemende scheepvaart. De areaalvermindering en het dynamischer worden van ondiep subtidaal en intertidaal habitat hebben eveneens een nefaste invloed op de abundantie en soortensamenstelling van het macrobenthos, dat op zijn beurt als voedsel fungeert voor vogels en vissen. Deze hydromorfologische evolutie in de Zeeschelde beïnvloedt dus sterk de trofische interacties binnen het ecosysteem.
Om de optimale bandbreedte, of de gewenste oppervlakten aan diep en ondiep subtidaal water en slik- en schorgebieden, langsheen de Zeeschelde te berekenen, zijn we in deze studie uitgegaan van de aanname dat het estuarium over de hele lengte de nodige ruimte moet krijgen, afhankelijk van het hoogteverval tussen de hoog hoogwaterlijn en de bodem van de vaargeul, om een dynamisch sedimentatie/erosie evenwicht te ontwikkelen zonder dat de gemiddelde helling van het intertidale gebied zo steil wordt dat processen van onnatuurlijke erosie, afkalving en degradatie gaan domineren.
0 100 200 300 Hoogte (m. TAW) -8 -6 -4 -2 0 2 4 6 8 10 Afstand (m.) 0 100 200 300 Ho ogte (m. TA W) -10 -8 -6 -4 -2 0 2 4 6 8 10 0 100 200 300 Hoogte (m. TAW) -8 -6 -4 -2 0 2 4 6 8 10
Nieuw schor van Appels Scheldeschoor
Schor bij Branst Kijkverdriet
Groot schor van Grembergen Cramp a b c a b c a b c
a)
b)
c)
Figuur 16. Overzicht van de drie typen van schorren die op basis van het gemiddelde
Op basis van deze methode konden ruwweg drie typeprofielen onderscheiden worden voor de schorgebieden in de Zeeschelde (Figuur 16). Een eerste groep omvat schorgebieden waarvan het hoogteverval voor zowel slik als schor zeer steil is (> 0.15 m/m; zie Figuur 16a). Een tweede groep van gebieden waar de helling van zowel het schor als het slik relatief flauw zijn (< 0.04 m/m, zie Figuur 16b) en een derde groep die omschreven kan worden als ‘oudere’, gefixeerde schorgebieden waar het schoroppervlak zich heeft ontwikkeld tot een langzaam aflopend plateau (< 0.03 m/m) en het slikoppervlak steil afloopt naar de slik/water-grens (> 0.25 m/m, zie Figuur 16c).
Door vergelijking van deze berekende gemiddelde profielen met de kwaliteit van slikken en schorren werd in een volgende stap een ‘threshold’ profiel afgeleid waarboven duurzame ontwikkeling van intergetijdengebied onmogelijk is. Hiertoe werden de gemiddelde topografische profielen berekend van intergetijdengebieden in ‘goede conditie’, i.e. die geen schorklif vertonen, een goede kreekverwevenheid en topografische diversiteit vertonen, en andere kenmerken die uit de literatuur werden overgenomen. De berekende kritische hoogtevervallen waren gemiddeld 0,05 m/m en 0,025 m/m voor respectievelijk zoete- en brakke schorren. Men kan ruwweg stellen dat wanneer de gemiddelde hoek van een schorgebied dit verval overschrijdt, duurzame ontwikkeling van intergetijdengebied onmogelijk is doordat het schor zal afkalven en dit met of zonder aanwezige vegetatie. Opvallend in de resultaten was de overeenkomst van de berekende hellingen met het door van de Koppel et al. (2005) berekende kritieke hoogteverval van 0.028 m/m waaronder zoutwaterschorren in de Waddenzee in staat bleken om aan de getij-dynamiek te weerstaan en niet te eroderen.
Figuur 17. Voorbeeld van de berekende ‘threshold’ oppervlakten voor de Zeeschelde nabij
Op basis van deze ‘threshold’-hellingen werden vervolgens de minimale bandbreedte en ‘threshold’ oppervlakte berekend voor schor, slik, ondiep subtidaal water (< 3 meter onder GLW) en diep subtidaal water (> 3 meter onder de GLW) langsheen de vaargeul van de Zeeschelde. Deze berekeningen werd uitgevoerd op vaste intervallen van 50 meter langsheen de volledige Zeeschelde, gebaseerd op de diepte van de vaargeul (DTM-2001) en de getijgegevens (GLW, GHW en GHHW) (Figuur 17). Op deze manier werd langsheen de volledige Zeeschelde een totaal beeld bekomen van de noodzakelijke arealen aan diep subtidaal en ondiep subtidaal, slik en schoroppervlakten waarbinnen slik- en schorgebieden hun volledige cyclus van ontwikkeling en degeneratie kunnen voltooien en laagdynamische slikplaten en ondiep subtidaal in voldoende hoeveelheden aanwezig zijn ter ondersteuning.
Tabel 3. Berekende minimum ‘threshold’-arealen aan diep subtidaal (> 3 meter onder de GLW) water, ondiep subtidaal (< 3 meter onder de GLW), slik- en schoroppervlakte binnen de waterlichamen van de Zeeschelde, berekend op basis van het lokale verval tussen de bodem van de vaargeul en de HHWL.
Waterlichaam Diep subtidaal (ha) Ondiep subtidaal (ha) Slik (ha) Schor (ha)
A 1702,0 517,9 549,5 1570,2
B 487,0 270,8 324,6 1604,5
C 205,2 247,5 255,8 866,7
D 196,1 382,5 245,5 1392,0
Totaal 2590,3 1418,8 1375,3 5433,4
De volgens deze procedure berekende arealen diep en ondiep subtidaal en slik- en schoroppervlakten worden in Tabel 3 weergeven per waterlichaam van de Zeeschelde. Opvallend hierbij is dat de totale berekende hoeveelheid minimum areaal van slik (1326 ha langsheen de Zeeschelde) sterk overeen komt met de hoeveelheden aan oppervlakte slik die aanwezig moeten zijn geweest voor 1850 (1433 ha). De berekende hoeveelheden oppervlakten schor daarentegen blijken in vergelijking met de toestand van voor 1850 ruwweg een factor vijf groter te zijn (5433,4 ha berekend in vergelijking met 1131 ha voor 1850). Over deze periode is de vaargeul verdiept en drong het getij verder door waardoor grotere oppervlakten vereist zijn om een duurzaam intertidaal systeem te vertegenwoordigen, bovendien was er in 1850 reeds een lange inpolderingsgeschiedenis achter de rug en waren er stroomopwaarts Dendermonde nog ruim 1000 ha ‘moerasgebieden’ of meersen in open verbinding met het estuarium.
Op plaatsen waar zich reeds schorgebieden bevinden, kunnen in een volgende stap de berekende ‘threshold’ of MEP-arealen worden vergeleken met de aanwezige arealen om te bepalen of deze qua oppervlakte voldoen om zich te kunnen ontwikkelen tot diverse en soortenrijke gebieden (Figuur 18).
Figuur 18. Voorbeeld van de berekende ‘threshold’ schoroppervlakten en de huidige arealen
voor de schorgebieden nabij Kruibeke-Bazel-Ruppelmonde op basis van de diepte van de vaargeul en de getijgevens.
7.2 GEP voor habitat arealen: de functionele benadering
In Adriaensen et al. (2005) worden voor de Zeeschelde ondergrenzen geformuleerd voor de arealen slik en schor die minstens nodig zijn om de ecologische estuariene processen en functies te ondersteunen. Deze minimum arealen worden logischerwijze overgenomen als ondergrens van het GEP voor de arealen slik en schor in de Zeeschelde.
7.2.1 Functionele ondergrens van het GEP voor slikareaal
De berekening van de ondergrens voor het totaal slikareaal is gebaseerd op de draagkracht van dit slik voor ongewervelde bodemdieren (macrobenthos), als foerageerhabitat voor watervogels en vissen wanneer de waterkwaliteit zal voldoen aan de vereisten van de KRW. Er wordt met andere woorden berekend hoeveel slik er dan nodig zal zijn om voldoende prooiorganismen voor vogels en vissen te garanderen.
De achterliggende gedachte is dat de draagkracht van een estuarium voor benthos-etende vogels en vissen rechtstreeks gerelateerd is aan de aanwezige benthosbiomassa (product van de systeemgemiddelde benthosbiomassa en de oppervlakte slik). De systeemgemiddelde biomassa is op haar beurt rechtstreeks evenredig met de primaire productie van het systeem, die dan weer afhankelijk is van de aanwezige nutriënten.
waarbij draagkracht uitgedrukt is als het product van biomassa/m² en beschikbaar areaal met: B = systeemgemiddelde benthosbiomassa (in g asvrij drooggewicht.m-2)
A = bekend habitat-areaal (in ha)
S = habitatareaal dat vereist is om de vergelijking te doen kloppen i = scenario i
j = scenario j
B = -1.5 + 0,105 * P (2)
Deze regressievergelijking geeft de ongecorrigeerde relatie tussen benthos en primaire productie weer, en
B = 0.02 * P (3)
Waarbij de gecorrigeerde relatie wordt weergegeven voor het zoetwaterdeel door aftrek van de biomassa van filterfeeders die in banken voorkomen zoals mosselen en kokkels,
met P = primaire productie.
Als scenario i is de toestand van vandaag vooropgesteld. Hiervoor zijn de actuele systeemgemiddelde benthosbiomassa en het bestaand slikareaal in kaart gebracht. Als scenario j bleek de toestand van 1950 als beste referentie te dienen. Modellering wijst immers uit dat in die periode de belasting van het water geen hinderpaal vormde voor diversiteit van benthos en vis (zie hoofdstuk 8.3). De daarmee gepaard gaande primaire productie kan daarom als maximaal toegelaten productie beschouwd worden. De benthosproductie (Bj in vgl. (1)) die met deze primaire productie overeenstemt is berekend via (2) en (3). Het areaal dat met deze goede condities van 1950 overeenstemt is uit historische overzichten gekend (zie paragraaf 4.4).
Daarmee zijn alle termen van vgl. (1) in principe ingevuld, en kan gecheckt worden of de term Ai voldoet. Een probleem is hierbij echter dat de huidige benthosbiomassa geenszins voldoet aan de relatie met de huidige primaire productie. De benthosbiomassa's in de Zeeschelde zijn veel te laag. Men kan echter verwachten dat, indien aan de vereisten van de Kaderrichtlijn Water is voldaan, het benthos de nodige ademruimte zal hebben om zich te herstellen en verder en beter te ontwikkelen. Vandaag de dag vormen de lage zuurstofconcentraties immers de grootste beperking voor benthos. Daarom is ervan uit gegaan dat op termijn de benthosbiomassa aan de relatie met primaire productie zal voldoen indien de waterkwaliteit verder zal verbeteren. Rekening houdend met deze premisse van herstelde waterkwaliteit, kunnen we op basis van de draagkrachtvergelijking stellen dat 500 à 600 ha extra oppervlakte slik nodig is om deze draagkracht van het benthos (en daarmee gepaard gaande de draagkracht voor vis en vogels) terug op een gezond niveau te brengen en te behouden (Voor meer details over deze berekeningen en de aannamen die gemaakt werden verwijzen we naar Bijlage I en paragraaf 9.5.1.3 in dit rapport en naar Adriaensen et al., 2005 en Van Damme et al. in prep.).
7.2.2 Functionele ondergrens van het GEP voor schorareaal
De berekening van de ondergrens voor het totaal schorareaal is gericht op het vermijden van Si- limitatie voor de primaire productie in het estuarium onder de huidige waterkwaliteit. Bij gebrek aan opgelost silicium (DSi) kunnen verschuivingen optreden tussen fytoplanktongemeenschappen, waarbij vooral de overgang van diatomeeën naar niet-diatomeeëngemeenschappen nadelige gevolgen heeft voor de eutrofiëring van de Westerscheldemonding en kustwateren. Ook kunnen bij siliciumlimitatie algensoorten de kop opsteken die toxische eigenschappen hebben. Bij de opkomst van toxische algen speelt ook een eventuele relatieve overmaat aan stikstof (N) of fosfor (P) in het water een rol.
Zoals reeds beschreven in paragraaf 4.2 is de problematiek van siliciumlimitatie de laatste decennia een herhaaldelijk voorkomend verschijnsel in het Schelde-estuarium tijdens het zomerse fytoplanktongroeiseizoen. Op basis van verworven kennis omtrent de potenties van schorgebieden om silicium aan het estuarium vrij te stellen, kan men echter de nodige arealen aan schorgebieden berekenen die nodig zijn om deze waargenomen silicium-tekorten te voorkomen (zie Adriaensen et al. 2005).
Wanneer de verhouding Si:P kleiner is dan drie, heeft men te maken met een silicium-limitatie (Soetaert et al. in press). Tijdens zomermaanden met DSi-depletie exporteren schorren gemiddeld over de volledige saliniteitsgradiënt 5000 mg (of 0,18 mol) DSi per m² schorgebied (Struyf 2005; Struyf et al. 2005a, b). Op basis van deze berekeningen kan men het extra schorareaal berekenen dat nodig is om de Si:P ratio’s hoger dan 3 te houden tijdens het zomerse fytoplanktongroeiseizoen. Op die manier berekende men dat een extra schorareaal van 1500 ha nodig is in de Zeeschelde om Si-limitatie te voorkomen, tenzij de waterkwaliteit dermate kan worden hersteld dat DSi-limitatie niet meer optreedt. Hierbij dient opgemerkt te worden dat men is uitgegaan van de siliciumexport uit goed ontwikkelde schorgebieden en dat recente natuurontwikkelingsgebieden naar verwachting pas op termijn hun volwaardige functie als siliciumbronnen zullen kunnen vervullen. Om siliciumlimitatie tot aan de monding van de Schelde te vermijden, is meer extra schorareaal nodig. Dit zal echter in de Westerschelde moeten gerealiseerd worden.
8 Fytoplankton
In dit hoofdstuk wordt de voortgang belicht die sinds Van Damme et al. (2003) is verwezenlijkt met betrekking tot de beoordeling van fytoplankton in Vlaamse overgangswateren. De voortgang kan naar essentie worden samengevat als de koppeling van de concentratie chlorofyl a in het estuarium met de vuilvracht die uit het bekken afkomstig is. Een historische reconstructie van de vuilvracht laat immers toe een meer gefundeerde scoring voor chlorofyl a toe te passen dan tot hiertoe op basis van bestaande data werd aangenomen. Daaruit is een correctie voortgevloeid voor de zoete zone van de Zeeschelde.
Aangezien de brakke zone van nature een mortaliteitszone is voor zowel de zoute gemeenschap (wegens te zoet) als voor de zoete gemeenschap (wegens te zout), worden voor de brakke zone geen criteria vooropgesteld. Omdat de dynamiek, met name de saliniteitschommelingen, in deze zone voor het immobiele fytoplankton zelfs van nature te hoog zou zijn om een brakke gemeenschap tot ontwikkeling te laten komen, hebben criteria voor de brakke zone geen zin. Voor fytoplankton wordt enkel de zoute en de zoete zone in beschouwing genomen. Een tweede opmerking is dat de index voor fytoplankton enkel zin heeft tijdens de perioden van bloei, nl. in de lente en zomer. Volgens de heersende weersomstandigheden of andere factoren kunnen de bloeiperioden echter van jaar tot jaar verschillen vertonen. Monitoring tijdens de winter heeft niet zoveel zin. Een maandelijkse tot tweewekelijkse monitoring in het zomerhalfjaar (maart – september) dient dan ook o.a. om de bloeiperioden te kunnen aanduiden.
8.1 Reconstructie van de vuilvracht uit het bekken
Fytoplanktonproductie is afhankelijk van nutriënten. Nutriënten spoelen op natuurlijke wijze uit, uit bodems, of ze kunnen via run-off vanop het land in waterlopen terechtkomen. Bovenop de natuurlijk input in het bekken is een antropogene belasting gekomen van voedingsstoffen. De menselijke impact staat in verhouding tot de maatschappelijke ontwikkeling (Billen & Garnier, 1997). Deze impact kan gereconstrueerd worden. Voor verschillende stadia van maatschappelijke ontwikkeling kan de nutriëntinput in een estuarium berekend worden. Deze oefening is reeds eerder gebeurd voor het Seine-estuarium via het Riverstrahler model (Cugier et al., 2005).
Voor het Scheldebekken is een model opgesteld dat de emissie van het bekken naar het estuarium kan reconstrueren volgens historische scenario’s.
De scenario’s die berekend zijn, zijn de volgende:
• een pristien scenario: alle menselijke invloed is afwezig, de vegetatie in het bekken is bos. Dit scenario moet toelaten de zeer goede ecologische toestand te bepalen. • elk lustrum van 1950 tot 2000; waarbij 2000 geldt als de huidige toestand
• een toekomstscenario (2015) waarin is aangenomen dat aan alle Europese richtlijnen is voldaan
8.2 Koppeling vuilvracht bekken – estuariene productie
De resultaten van de reconstructie van de historische emissie uit het bekken geven een bereik van verschillende impacts, gaande van een nul-impact (pristien), tot de zware vervuiling van de jaren ’70 – ’80. Deze range is omvattend genoeg om een klasse-indeling op te stellen van zeer goed tot slecht. Hiervoor moeten de emissiewaarden echter eerst omgezet worden tot estuariene productiewaarden. Deze bewerking is uitgevoerd door de output van het bekkenmodel te gebruiken als input in een estuarien ecologisch model.
Elk van de historische scenarios is als input gebruikt in een ecologisch model (het OMES model) van het schelde-estuarium. Dit liet toe voor elke emissie uit het bekken te bepalen hoeveel fytoplankton erdoor geproduceerd kon worden. Dit kan uitgedrukt worden in chlorofyl a concentraties. Voor enkele scenarios zijn de berekende chlorofyl-concentraties uitgezet over de loop van een jaar (Figuur 19, Figuur 20, Figuur 21 en Figuur 22).
Figuur 19. Chlorofyl a (mg.m-3) modelresultaten voor 2001 (huidig scenario, rode lijn) t.o.v.
de gemeten toestand in 2001 (blauwe puntjes) , van januari (1e plot) t.e.m. december (laatste plot); afstand tot Melle (stroomopwaartse begrenzing van het estuarium) in km.
Figuur 20. Chlorofyl a (mg.m-3) modelresultaten voor het pristien scenario (rode lijn) t.o.v.
de gemeten toestand in 2001 (blauwe puntjes) , van januari (1e plot) t.e.m. december (laatste plot); afstand tot Melle(stroomopwaartse begrenzing van het estuarium) in km.
Figuur 21. Chlorofyl a (mg.m-3) modelresultaten voor het 1950 scenario (rode lijn) t.o.v. de
