BEOORDELING KWIKEMISSIES UIT DE RWE- CENTRALE IN HET EEMSHAVENGEBIED

Beoordeling kwikemissies uit de RWE-centrale in het Eemshavengebied

BEOORDELING KWIKEMISSIES UIT DE RWECENTRALE IN HET EEMSHAVENGEBIED RWE EEMSHAVEN HOLDING B.V.

15 september 2014 077973185:0.34 - Definitief B02042.000079.0100

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

1


Inhoud 1

2

3

4

5

6

Inleiding ................................................................................................................................................................ 5 1.1

Aanleiding .................................................................................................................................................. 5

1.2

Vraagstelling .............................................................................................................................................. 5

1.3

Bioaccumulatie ........................................................................................................................................... 6

1.4

Afbakening van het studiegebied ............................................................................................................ 6

1.5

Leeswijzer ................................................................................................................................................... 6

Werkwijze ............................................................................................................................................................. 8 2.1

Taakverdeling ............................................................................................................................................ 8

2.2

Onderzoeksstappen ................................................................................................................................... 8

2.3

Het gebruik van modellen ...................................................................................................................... 12

Kwik in het milieu ............................................................................................................................................. 13 3.1

Inleiding .................................................................................................................................................... 13

3.2

Kwik in Nederland .................................................................................................................................. 13

3.3

Kwik in de Waddenzee ........................................................................................................................... 14

3.4

Kwik in het Eems-Dollard estuarium ................................................................................................... 15

3.5

Bouwstenen voor de effectbeoordeliing ............................................................................................... 20

Eigenschappen van kwik.................................................................................................................................. 22 4.1

Inleiding .................................................................................................................................................... 22

4.2

Kwik in de atmosfeer .............................................................................................................................. 24

4.3

Kwik in kusten zeewater ...................................................................................................................... 25

4.4

Kwik in het sediment .............................................................................................................................. 26

4.5

Uitwisseling van kwik............................................................................................................................. 28

4.6


Verspreiding van kwik via de lucht ............................................................................................................... 32 5.1

Inleiding .................................................................................................................................................... 32

5.2

Uitgangspunten ....................................................................................................................................... 32

5.3

Modellering .............................................................................................................................................. 32

5.4

Modeluitkomsten ..................................................................................................................................... 35

5.5


Het Delft 3D WAQ model ................................................................................................................................ 38 6.1

Inleiding .................................................................................................................................................... 38

6.2

Modelkeuze .............................................................................................................................................. 38

6.3

Modellering .............................................................................................................................................. 39

6.4

6.3.1

Uitgangspunten.................................................................................................................... 39

6.3.2

Processen en toestandsvariabelen...................................................................................... 39

6.3.3

Modelinvoer ......................................................................................................................... 41

6.3.4

Validatie van het model ...................................................................................................... 41



7

Huidige kwikconcentraties en toename door de centrale van RWE ......................................................... 44 7.1

Inleiding .................................................................................................................................................... 44

7.2

Absolute kwikconcentraties in het zeewater en het sediment ........................................................... 46

7.3

7.4

7.5 8

9

7.2.1

Totaal-kwik in het zeewater ............................................................................................... 46

7.2.2

Aan slib gebonden Hg(II) in zeewater en in het sediment ............................................. 46

7.2.3

Aan slib gebonden methylkwik in zeewater en sediment.............................................. 47

Relatieve toename als gevolg van de RWE-centrale ........................................................................... 48 7.3.1

Totaal-kwik in het zeewater ............................................................................................... 49

7.3.2

Aan slib gebonden Hg(II) in zeewater en in het sediment ............................................. 50

7.3.3

Aan slib gebonden methylkwik in zeewater en sediment.............................................. 51

Regionale spreiding ................................................................................................................................. 51 7.4.1

Absolute concentraties in het voorjaar .............................................................................. 51

7.4.2

Relatieve toename door de RWE-centrale ........................................................................ 53


Modellering van de bioaccumulatie ............................................................................................................... 56 8.1

Inleiding .................................................................................................................................................... 56

8.2

Interpretatie van de modellen ................................................................................................................ 56

8.3

Werkwijze ................................................................................................................................................. 56

8.4

Modelsoorten ........................................................................................................................................... 58

8.5

Het bioaccumulatiemodel ....................................................................................................................... 60 8.5.1

Inleiding ................................................................................................................................ 60

8.5.2

Theoretische achtergrond ................................................................................................... 60

8.5.3

Calibratie en validatie ......................................................................................................... 61

8.5.4

Uitgangspunten bij de toepassing op modelsoorten ....................................................... 62 8.5.4.1

Zandzager (Alitta virens) ........................................................................... 63

8.5.4.2

Mossel (Mytilus edulis) .............................................................................. 63

8.5.4.3

Haring (Clupea harengus) ......................................................................... 64

8.5.4.4

Bot (Platichtys flesus) ................................................................................. 66

8.5.4.5

Scholekster (Haematopus ostralegus) ...................................................... 67

8.5.4.6

Visdief (Sterna hirundo) ............................................................................. 68

8.5.4.7

Gewone zeehond (Phoca vitulina) ............................................................ 71

8.5.4.8

Bruinvis (Phocaena phocaena) .................................................................. 72

8.5.4.9

Samenvatting ............................................................................................... 73

8.6

General Lineair Modelling ..................................................................................................................... 73

8.7

Het Species Sensitivity Distribution Model.......................................................................................... 75

8.8

Relevantie voor de beoordeling van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale ............................. 78

Effectbeschrijvingen.......................................................................................................................................... 79 9.1

Inleiding .................................................................................................................................................... 79

9.2

Eigenschappen van bioaccumulatie ...................................................................................................... 80

9.3

Drempelwaarden ..................................................................................................................................... 81

9.4

Accumulatie van kwik in organismen nabij de Eemshaven (locatie 16) .......................................... 82 9.4.1

Zandzager (Alitta virens) ..................................................................................................... 82

9.4.2

Haring (Clupea harengus) ..................................................................................................... 83

9.4.3

Bot (Platichthys flesus) .......................................................................................................... 84

9.4.4

Visdief (Sterna hirundo)........................................................................................................ 86

9.4.5

Gewone zeehond (Phoca vitulina) ..................................................................................... 89

9.4.6

Bruinvis (Phocaena phocaena) ............................................................................................... 90

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

3


9.5

9.6

9.7

Accumulatie van kwik in organismen op mosselbank M4 ................................................................ 91 9.5.1

Mossel (Mytilus edulis)......................................................................................................... 91

9.5.2

Scholekster (Haematopus ostralegus) ................................................................................... 92

Berekende concentraties in schelpdieren en vissen ............................................................................. 95 9.6.1

Schelpdieren ......................................................................................................................... 95

9.6.2

Vissen .................................................................................................................................... 96

Berekende ecologische milieurisico’s .................................................................................................... 98

10 Beoordeling kwikemissies in het Waddengebied ..................................................................................... 101 10.1

Inleiding .................................................................................................................................................. 101

10.2

Algemeen ................................................................................................................................................ 102

10.3

Toetsing aan de instandhoudingsdoelen ............................................................................................ 103 10.3.1

Vissen .................................................................................................................................. 103

10.3.2

Zeezoogdieren .................................................................................................................... 106

10.3.3

Vogels .................................................................................................................................. 112

10.3.4 10.4

10.3.3.1

Steltlopers................................................................................................... 112

10.3.3.2

Eendachtigen die kleine ongewervelden eten ....................................... 129

10.3.3.3

Meeuwen en sterns ................................................................................... 133

10.3.3.4

Overige visetende vogels ......................................................................... 146

10.3.3.5

Roofvogels ................................................................................................. 151

10.3.3.6

Plantenetende vogels ................................................................................ 152

Niet-mariene en nietestuariene soorten ........................................................................ 154

Conclusies beoordeling kwikemissies vanuit de RWE-centrale ...................................................... 156

11 Cumulatie van effecten ................................................................................................................................... 157 11.1

Inleiding .................................................................................................................................................. 157

11.2

Geregistreerde bronnen ........................................................................................................................ 157

11.3

Niet-geregistreerde bedrijven .............................................................................................................. 157 11.3.1

Ensartech ............................................................................................................................. 158

11.3.2

Biomassacentrale Golden Raand ..................................................................................... 158

11.4

Cumulatie in relatie tot mobiele soorten ............................................................................................ 159

11.5

Conclusie beoordeling in cumulatie met andere kwikbronnen ...................................................... 159

Bijlage 1

Gebruikte bronnen ................................................................................................................... 160

Bijlage 2

Instandhoudingsdoelen relevante Natura 2000-gebieden ................................................. 185

Colofon..................................................................................................................................................................... 204


1 1.1

Inleiding

AANLEIDING

Op 16 april 2014 heeft de Afdeling Bestuursrechtspraak van de Raad van State zich uitgesproken over de door de Provincies Groningen, Fryslân en Drenthe en het Ministerie van Economische Zaken aan RWE verleende Natuurbeschermingswetvergunning voor een nieuwe kolengestookte energiecentrale in het Eemshavengebied1. Alvorens tot een eindoordeel te komen wenst de Afdeling op drie onderdelen nadere motivatie te ontvangen op het besluit van de gezamenlijke Bevoegde Gezagen. Eén daarvan heeft betrekking op mogelijke gevolgen van de centrale in de vorm van bioaccumulatie van kwik en de gevolgen daarvan voor de natuurlijke kenmerken van de relevante Natura 2000-gebieden. Dit rapport biedt het gevraagde inzicht in de gevolgen van de kwikemissies uit de RWE-centrale op de natuurlijke kenmerken van de diverse betrokken Natura 2000-gebieden.

1.2

VRAAGSTELLING

In deze studie komen de volgende kwesties aan de orde: Wat is de vraag van de Raad van State over bioaccumulatie? 

Hoe dient de vraag te worden uitgelegd en afgebakend?



Welke deelvragen moeten worden gesteld



Welke Natura 2000-gebieden zijn relevant?

Tegen welke milieuhygiënische achtergrond dient de vraag te worden beschouwd? 

Nemen de kwikconcentraties in Nederland en in het Waddengebied toe of af?



Welke eigenschappen van kwik zijn voor de beantwoording van belang?



Wat zijn de huidige achtergrondwaarden van kwik in de omgeving van de centrale?

Hoe verspreidt kwik zich vanaf de RWE-centrale via de lucht en in het water? 

Wat voegt de RWE-centrale toe aan de kwikbelasting van de omgeving?



Hoe verspreidt dit kwik zich via lucht en water?

Wat is bekend over de biologische aspecten van kwik in estuaria en kustwateren? 

Wat is bekend over de toxiciteit van kwik en over de snelheden waarmee kwik wordt opgenomen en uitgescheiden?



Wat is bekend over de accumulatie van kwik in het lichaam van organismen uit mariene en estuariene milieus?

1

Zaaknummer 201304768/1/R2

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

5




Welke drempelwaarden en ecologische normen zijn er voor kwik in organismen?

Hoe dient de kwikuitstoot van de RWE-centrale in ecologische zin te worden beoordeeld? 

Welke effecten doen zich voor zonder de bijdrage van RWE?



Wat verandert er aan de effecten als de RWE-centrale in gebruik komt?



Zijn de cumulatieve effecten voldoende in beeld gebracht?



Kunnen de natuurlijke kenmerken en instandhoudingsdoelen van de relevante Natura 2000- gebieden in gevaar komen?

1.3

BIOACCUMULATIE

De vraag van de Raad van State heeft betrekking op de gevolgen van de kwikemissies van RWE. De waarden die onder andere in de Bocht van Watum (tussen Delfzijl en de Eemshaven) worden gemeten liggen al jarenlang ver beneden de grenswaarden (0,005 µg/liter) en zelfs de streefwaarden (0,003 µg/liter) voor opgelost kwik in oppervlaktewater (Fact sheet kwik RIVM en DONAR database Rijkswaterstaat). Daarom gaat deze studie vooral over de eventuele gevolgen van de RWE-centrale op instandhoudingsdoelen via de geleidelijke opstapeling van kwik in organismen. Hoewel ‘bioconcentratie’ hiervoor de wetenschappelijke term is, kennen de meeste mensen deze route als ‘bioaccumulatie’. Acute vergiftiging door kwik hoeft bij de huidige achtergrondwaarden niet te worden gevreesd.

1.4

AFBAKENING VAN HET STUDIEGEBIED

Voor het bepalen van de effecten hebben wij ons geconcentreerd op de gebieden die het dichtst bij de centrale liggen en het meest door de emissies worden beïnvloed. Significant negatieve effecten in organismen en in instandhoudingsdoelen zullen immers hier als eerste zichtbaar zijn. Wij namen voor het bepalen van de effecten het Eems-Dollard estuarium, inclusief de aangrenzende kustzeeën, als uitgangspunt. De berekende effecten voor deze gebieden hebben wij in de effectbeoordeling (hoofdstuk 10) geëxtrapoleerd naar gebieden die verder weg liggen.

1.5

LEESWIJZER

Deze studie naar de effecten van kwik als gevolg van de RWE-centrale is opgebouwd uit een aantal elementen. De eerste delen van het rapport beschrijven de werkwijze (hoofdstuk 2), de huidige situatie (hoofdstuk 3) en de eigenschappen van het element kwik in het milieu (hoofdstuk 4). Daarna worden verspreidingsmodellen ingezet om zicht te krijgen op de huidige kwikconcentraties en de toename daarvan door de kwikemissies vanuit de RWE-centrale. Deze worden beschreven in de hoofdstukken 5, 6 en 7. Modellen worden ook gebruikt om de toename van de kwikconcentraties in de diverse relevante organismen te berekenen. Deze modellen bespreken wij in hoofdstuk 8. Hoofdstuk 9 beschrijft met behulp van de modellen de effecten van de kwikemissies van RWE en in hoofdstuk 10 komen we tot een beoordeling. Hoewel de modellen al rekening hebben gehouden met andere kwikbronnen, wordt ten slotte in hoofdstuk 11 een nadere beschouwing gegeven van de cumulatie van effecten met andere kwikbronnen. Wij sluiten elk van de hoofdstukken 2 tot en met 8 af met de meest belangrijke conclusies uit dit hoofdstuk. Deze ‘bouwstenen voor de beoordeling’ kunnen ook zelfstandig worden gelezen als opmaat

6

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


voor de effectbeoordeling in hoofdstuk 10.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

7


2 2.1

Werkwijze

TAAKVERDELING

Deze studie is uitgevoerd door medewerkers van ARCADIS-Nederland, ARCADIS-US, het onderzoeksinstituut Deltares en het bureau BodemBergsma. De projectcoördinatie was in handen van ARCADIS-Nederland. Afbeelding 1 laat zien welke taakverdeling is gehanteerd. De externe kwaliteitscontrole is uitgevoerd door Prof. Dr. L. Brügmann, voorheen onderzoeks- en onderwijshoogleraar aan de Universiteiten van Rostock and Hamburg (Duitsland ) en Stockholm (Zweden) en thans werkzaam voor TÜV NORD Umweltschutz GmbH & Co. KG.

2.2

ONDERZOEKSSTAPPEN

Bioaccumulatie heeft betrekking op het ophopen van schadelijke stoffen in de voedselketen. De weg van een kwikemissie naar de hogere trofische niveaus in de voedselketen (bijvoorbeeld visetende vogels, zeehonden) kent een groot aantal tussenstappen. Ook kent kwik een groot aantal verschijningsvormen, elk met zijn eigen milieukenmerken. Bovendien is het nodig om eerst de achtergrondconcentraties van kwik en de toename daarvan door de centrale te kennen. Pas dan zijn feitelijke uitspraken mogelijk over de gevolgen van het kwik uit de centrale via bioaccumulatie in de verschillende stappen in de voedselketens. Die gevolgen moeten in de context van de bestaande achtergrondconcentraties van kwik worden onderzocht. Om de gevolgen van de kwikemissies in dit complexe veld goed te kunnen beoordelen is het onderzoek opgesplitst in deelvragen. Deze staan in hun onderlinge verband vermeld in Afbeelding 1. Het navolgende is een toelichting op dit schema. Stap 1: de verspreiding van kwik Het kwik dat vrijkomt bij het productieproces van elektriciteit (door de verbranding van steenkool) uit de RWE-centrale komt op twee manieren vrij: emissie naar water via lozing van afvalwater uit de afvalwaterbehandelings-installatie (ABI) en als emissie naar lucht uit de schoorsteenpijp, hetgeen resulteert in bijdrage aan de atmosferische depositie. De vergunde hoeveelheid kwik uit de schoorsteenpijp is maximaal 95 kg per jaar, die uit de ABI maximaal 1,39 kg per jaar. De verspreiding van het kwik uit de ABI in het oppervlaktewater en het sediment is gemodelleerd met het D-WAQ waterkwaliteitsmodel van Deltares. De atmosferische kwikdepositie vanuit de schoorsteen van de RWE-centrale heeft ARCADIS met het OPSPro model berekend. De uitkomsten van de OPS-Pro berekeningen zijn gebruikt als diffuse input voor het D-WAQ waterkwaliteitsmodel. Voor een optimale en betrouwbare modellering is het D-WAQ waterkwaliteitsmodel voorzien van data over andere kwikbronnen naar het oppervlaktewater binnen en

8

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


aan de randen van het modelgebied. Bovendien is het model geijkt op de beschikbare metingen van kwik in het Eems-Dollard estuarium, bijvoorbeeld op het meetpunt in de Bocht van Watum.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

9


Afbeelding 1: Schematische weergave onderzoeksvragen en taakverdeling gedurende het onderzoek.

10

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Vanwege de vele verschijningsvormen van kwik in de verschillende compartimenten van het milieu is het bestaande Delft 3D WAQ model aangevuld met informatie over kwik, waaronder chemische, fysische en biologische processen en omzettingssnelheden tussen de verschillende verschijningsvormen van kwik en tussen lucht, water en sediment. Hiervoor is eerst een literatuurstudie uitgevoerd. Een weergave hiervan is in dit document opgenomen als hoofdstuk 4 ‘Eigenschappen van kwik’. De in het model gesimuleerde processen als uitwisseling tussen water en atmosfeer zijn meer in detail vermeld in het hoofdstuk 6 ‘Het Delft 3D WAQ model’. Het model is uitgevoerd mét en zonder de bijdrage van de RWE-centrale. Stap 2. Literatuurstudie naar toxiciteit, biobeschikbaarheid en bioaccumulatie Als volgende stap zijn de berekende concentraties in zeewater en sediment vertaald naar interne concentraties in een reeks van diersoorten uit het Waddengebied. Om dit goed te kunnen uitvoeren hebben wij uitgebreid literatuuronderzoek verricht naar toxiciteit van kwik, biobeschikbaarheid van kwik en bioaccumulatie van kwik. Dit onderzoek hebben wij toegespitst op organismen uit het mariene en estuariene milieu. Om een zo breed mogelijk beeld te krijgen hebben we de literatuurstudie zowel in Nederland als door onze Amerikaanse collega’s laten uitvoeren. Ook hebben we daarbij, voor een bredere theoretische basis en meer gegevens, zowel Europese als Amerikaanse databases benut. De resultaten hebben wij onder meer gebruikt in de modelleringen die in hoofdstuk 8 worden beschreven. Stap 3. Modellering van bioaccumulatie voor een aantal ‘modelsoorten’ Het meten van een toename van kwikconcentraties in organismen als gevolg van een kleine toename van kwik in het zeewater en het sediment is praktisch niet mogelijk, zeker niet bij soorten die niet in laboratorium zijn te houden, zoals vogels en zeehonden. Om daarvan toch een beeld te krijgen, hebben wij drie breed geaccepteerde en wetenschappelijk gevalideerde modellen ingezet. Omdat de juiste gegevens voor veel soorten in de literatuur ontbreken, hebben wij gekozen voor een aantal ‘modelsoorten’ waar wel voldoende informatie over beschikbaar is (zie paragraaf 8.4). Deze modelsoorten staan gezamenlijk model voor alle overige relevante soorten in de relevante Natura 2000 gebieden. De modellen geven ieder op eigen wijze een indicatie van de toename van de kwikconcentraties in organismen. De modellen vullen elkaar aan. Het gaat om de volgende modelmatige benaderingen: i.

Een op basis van algemeen aanvaarde ecotoxicologische principes ontwikkeld bioaccumulatiemodel. In dit model wordt eerst de ophoping van kwik in één individu berekend en vervolgens de ophoping in het individu dat zich met het eerste individu voedt. Met behulp van de basisgegeven uit de literatuur, hebben wij het model ingezet om de (bio)accumulatie in verschillende trofieniveaus te berekenen. Ter validatie van de berekende concentraties hebben wij vervolgens de modeluitkomsten vergeleken met gegevens in de literatuur.

General linear modelling (GLM). Hierbij hebben wij de abiotische parameters uit het eerder genoemde Delft 3D WAQ waterkwaliteitsmodel en uit de literatuurstudie bekende bioaccumulatiefactoren gebruikt om kwikconcentraties (in verschillende verschijningsvormen) in de meest door de RWE-centrale beïnvloede delen van het Eems-Dollard estuarium te correleren aan de ophoping in dierlijk weefsel in de mariene voedselketen, bijvoorbeeld in vis of schelpdieren. ii.

Een Species Sensitivity Distribution model (SSD-model). Het SSD-model berekent voor een ecosysteem, gebaseerd op de gegevens uit de literatuur , het percentage soorten dat bij een specifieke concentratie van kwik risico loopt op een effect (bijvoorbeeld reproductieafname of sterfte). Het model is gebaseerd op bekende effectgegevens. Hiervoor zijn vooral de toxiciteitsgegevens uit de eerder genoemde Europese en Amerikaanse databases gebruikt.

De modellen worden nader toegelicht in hoofdstuk 8.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

11


Stap 4. Effectbeschrijving De modellen zijn gebruikt om voor de ‘‘modelsoorten’ de interne concentraties gedurende hun leven te berekenen, alsmede de toename daarvan door de kwikemissies vanuit de RWE-centrale. Interne concentraties zijn alleen berekend als deze ook aan meetgegevens van kwik in dezelfde soorten konden worden gecalibreerd. Als dat niet mogelijk was, hebben wij alleen de relatieve toename in procenten berekend. Stap 5. Beoordeling van de effecten in het licht van de instandhoudingsdoelen De effectbeschrijvingen zijn vervolgens gebruikt als basis voor een beoordeling van het effect van de berekende kwikconcentraties op de instandhoudingsdoelen van de relevante Natura 2000-gebieden. Hierbij is ook getoetst of eventueel cumulatie van effecten met andere projecten kan plaatsvinden.

2.3

HET GEBRUIK VAN MODELLEN

In deze beoordeling hebben wij veel gebruik gemaakt van bestaande modellen, zoals OPS-Pro, het Delft 3D WAQ-model van Deltares en het SSD-model van Van Straalen c.s. Alle gebruikte modellen zijn in de wetenschap breed geaccepteerd en gevalideerd. De modellen geven een betrouwbare indicatie van de veranderingen in de abiotiek, het ecosysteem of het organisme onder invloed van veranderde concentraties van kwik. De modelberekeningen resulteren in concrete, berekende uitkomsten. Deze uitkomsten kunnen worden beschouwd als een betrouwbare indicatie voor de orde van grootte van de veranderingen in de kwikconcentraties in lucht, water en sediment alsook die in het lichaam van de gemodelleerde dieren.

12

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


3 3.1

Kwik in het milieu

INLEIDING

Kwik is een metaal wat bij veel mensen bekend is door het gebruik in bijvoorbeeld batterijen en thermometers. Kwik kan giftige eigenschappen vertonen, afhankelijk van de verschijningsvorm en de hoeveelheid. De vorm van kwik en de omzetting in andere vormen is afhankelijk van omstandigheden zoals temperatuur, zuurstofgehalte, microbiologische omstandigheden, de zuurtegraad, adsorptieprocessen en licht. Kwik kan voorkomen als metallisch kwik (Hg0), als ion (Hg(II)) of organisch kwik (o.a. CH 3Hg+, ofwel methylkwik). Methylkwik is van deze verschillende vormen de meest giftige vorm (Kotterman & van den Heuvel, 2010). Omdat kwik een stof is die in veel producten en industriële processen werd en wordt gebruikt en die bovendien toxische vormen kent, kreeg dit metaal vanaf de jaren ’70 van de vorige eeuw veel aandacht in zowel het onderzoek als het beleid. Het milieubeleid met betrekking tot kwik is succesvol geweest: zowel de emissies als de concentraties in het milieu zijn nadien sterk afgenomen. Dit hoofdstuk geeft een (beknopt) overzicht van de vroegere en huidige situatie.

3.2

KWIK IN NEDERLAND

Nadat kwik in de jaren ’70, mede naar aanleiding van catastrofes in onder meer Japan (Minamata Bay etc.) veel aandacht kreeg, zijn de emissies ervan naar het milieu sterk afgenomen. Afbeelding 2: Kwikemissie naar water in Nederland 1990 – 2007 (Bron: RIVM, 2010)

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

13


De emissies naar het water zijn in geheel Nederland in de periode 1990 – 2007 gedaald van circa 3.500 kg per jaar naar 1.234 kg per jaar, een daling met ongeveer een factor 3 (afbeelding 2). Ook naar de lucht zijn de emissies van kwik sterk gereduceerd. In 1990 werd de totale emissie naar de lucht geschat op bijna 4000 kg, terwijl ze in 2007 was afgenomen tot een kleine 850 kg, een reductie van bijna 80% (afbeelding 3).

Afbeelding 3: Kwikemissies naar de lucht in Nederland 1990 – 2007 (Bron: RIVM, 2010)

De Nederlandse inbreng van kwik via rivieren in de Noordzee werd in 1996 geschat op 3.200 kg (OSPAR 2000). Een deel van het water van de Rijn, de Maas en de Schelde zal uiteindelijk via de Noordzeekust de Waddenzee bereiken (Wadden Sea Quality Status Report (OSPAR 2009). De achtergrondconcentratie van kwik in de lucht bedraagt 2 ng/m 3 voor de Waddenzee. De gemiddelde achtergrondconcentratie bedraagt in Nederland circa 2-3 ng/m3 (MER RWE).

3.3

KWIK IN DE WADDENZEE

De achtergrondconcentratie van (totaal)kwik is sinds de jaren ‘70 ook in het water van de Waddenzee flink afgenomen. De gemiddelde concentratie in de periode 1974 - 1980 bedroeg 0,18 µg/l met maxima van 1-2 µg/l. De gemiddelde concentratie in de periode 1990 tot heden is 0,04 µg/l en varieert van 0,01 tot 1,1 µg/l. Dit betekent een afname van de gemiddelde concentraties in de Waddenzee met ongeveer een factor 5. De atmosferische depositie van kwik in het Nederlandse deel van de Waddenzee wordt door Bellert et al. (2004) geschat op ongeveer 39 (15-100) kg/jaar2. Het Duitse deel van de Waddenzee (Nationalpark Niedersächsisches Wattenmeer) is vooral kust-zeewater dominant (Bakker et al. 2005). Voor zover hier in sediment verhoogde kwikconcentraties worden gevonden, zijn deze waarschijnlijk afkomstig van sediment dat met de stroming vanuit het Eems-Dollard estuarium oostwaarts is verplaatst. De Waddenzee en het Eems-Dollard estuarium maken deel uit van een groter systeem van slibbronnen, slibtransporten en slib-bezinkingsvelden (‘sinks’) in de Noordzee en het aanpalende deel van de Atlantische Oceaan (zie afbeelding 4). Met het slib worden ook diverse andere stoffen vervoerd, waaronder aan het slib

2

NB. Verderop in dit rapport wordt voor het studiegebied van het Delft 3D waterkwaliteitsmodel een atmosferische

depositie van 87 kg/jaar berekend. De gebieden overlappen elkaar slechts gedeeltelijk.

14

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


gebonden kwik (zogeheten ‘particulair’ kwik). Waddenzee en Eems-Dollard blijken geen eindbestemmingen, maar doorgangsroutes te zijn voor slib en kwik in het zeewater. Kwik dat in één van beide wateren wordt geloosd, verdwijnt weer uit de Waddenzee en het Eems-Dollard estuarium en wordt in diepe troggen ( ‘sinks’) in de oceaan begraven onder nieuwe lagen slib. Het kwik is daarmee niet meer beschikbaar voor de organismen in het mariene en estuariene milieu. Dit verklaart ook waarom beide wateren, ondanks nieuwe toevoer vanuit de diverse rivieren, toch steeds minder (totaal)kwik bevatten.

Afbeelding 4. Slibbronnen (zwarte pijlen), transportroutes (blauwe, onderbroken pijlen) en slib ‘sinks’ (Noorse Bocht, Duitse Bocht en Skagerak) in de Noordzee (naar Eisma (1981) en De Haas (1997)).

3.4

KWIK IN HET EEMS-DOLLARD ESTUARIUM

Kwik in het zeewater Rijkswaterstaat meet in haar MWTL-monitoringsprogramma in het Eems-Dollard estuarium op twee meetpunten de waterkwaliteit in de waterkolom, waaronder ook kwik: in de Bocht van Watum en in het Huibertgat Oost. Het meetpunt ‘Bocht van Watum’ ligt stroomopwaarts van de centrale, globaal tussen de Eemshaven en Delfzijl. Het meetpunt ‘Huibertgat Oost’ ligt in het zeegat tussen Borkum en Rottumeroog, bijna tegen de Noordzee. Een derde meetpunt ligt in de oostelijke Waddenzee, onder Schiermonnikoog (Dantziggat). De meetpunten worden weergegeven in afbeelding 5.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

15


Afbeelding 5. Meetpunten in de omgeving van de oostelijke Waddenzee waar Rijkswaterstaat kwikgehalten in het oppervlaktewater meet. 1: Bocht van Watum, 2: Huibertgat Oost en 3: Dantziggat.

Afbeelding 6 laat zien dat de concentratie van (totaal)kwik in het water van de Eems op het meetpunt ‘Bocht van Watum’ sinds 1980 sterk is afgenomen. Dat blijkt uit het feit dat zich sindsdien geen grote pieken meer hebben voorgedaan, en de gemiddelde concentraties zijn afgenomen van ongeveer 0,1 microgram per liter (µg/l) naar minder dan 0,025 µg/l.

Afbeelding 6. Concentratie (totaal)kwik in het water van de Eems (Bocht van Watum) op meetmomenten in de periode 1974 – heden, in µg/l. Let op: de X-as is geen lineaire schaal. (Bron: Waterbase Rijkswaterstaat.)

16

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Afbeeldingen 7 en 8 tonen recente waarden voor de kwikconcentraties in het zeewater van het estuarium.

Afbeelding 7: Recente waarden voor totaal-kwik opgelost in het zeewater (na filtratie) in microgrammen per liter voor de meetpunten van afbeelding 6 (Bocht van Watum, Huibertgat Oost en Dantziggat). NB. Bij het filtreren wordt het slib van het water gescheiden, inclusief het kwik dat zich aan de slibdeeltjes heeft gebonden. Kwikconcentraties ‘na filtratie’ geven derhalve het gehalte opgelost kwik in het zeewater aan. (Bron: DONAR Rijkswaterstaat).

Afbeelding 8. Gemeten kwikconcentraties in zwevend slib in de waterkolom op de meetpunten Bocht van Watum en Dantziggat. Kwik in zwevend slib wordt door Rijkswaterstaat 4 maal per jaar geanalyseerd. Ter toelichting: 1 mg/kg is gelijk aan 1 microgram per gram, µg/g. (Bron: DONAR Rijkswaterstaat).

De concentratie opgelost kwik in de Bocht van Watum is, op een enkele uitschieter na, de laatste jaren beneden de 0,001 µg/l. In het Huibertgat Oost (bij Borkum) en het Dantziggat (onder Schiermonnikoog in de Waddenzee) varieert deze concentratie tussen 0,0002 en 0,0005 µg/l, dus een factor 2 tot 5 lager dan in de Bocht van Watum.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

17


De totaal-kwikconcentratie is in de Bocht van Watum ruim 10 keer hoger dan de opgelost-kwikconcentatie, hetgeen aangeeft dat op deze locaties 90% van het kwik aan zwevend slib (‘particulair’) gebonden is. Ook op het meetpunt Huibertgat Oost is minimaal 80% particulair gebonden. Terwijl het westelijk deel van de Waddenzee vooral water ontvangt vanuit het IJsselmeer en de Rijn, wordt het Eems-Dollard estuarium vooral gevoed door de Eems en de Westerwoldsche Aa, waarbij de eerste een veelvoud levert van de laatste. De huidige hoeveelheid kwik dat via de Eems in het estuarium komt, wordt geschat op 81 kg per jaar (Bron: Umweltbundesamt, 2010). Van andere bronnen, waaronder de Westerwoldse Aa en het Eemskanaal, zijn geen gegevens beschikbaar. Kwikconcentraties in het sediment Specifiek voor het Eems-Dollard estuarium geldt dat dit gebied tussen 1960 en 1975 zwaar belast is geweest door een persleiding van industrieel afvalwater bij Delfzijl. In die periode was een jaarlijkse vracht van 4 – 6 ton kwik gebruikelijk. Plaatselijk werden in het sediment soms concentraties aangetroffen tot wel 640 mg/kg slib (Zschuppe & Kerdijk 1982). Bovendien heeft ook Akzo tot 1983 in Delfzijl chloor geproduceerd met behulp van kwikelektrolyse. Sindsdien zijn de lozingen van kwik op het estuarium sterk verminderd. Metingen ter plekke laten zien dat de kwikconcentraties in de bovenlaag van het sediment afnamen van 112,4 mg kwik per kg slib in 1970, via 33,17 mg in 1980 tot 1,51 mg in 1990 (Zschuppe and Kerdijk, 1982; Van den Bergs, 1992). Van de kwikconcentratie in het sediment zijn metingen uit 2005, 2008 en 2011 beschikbaar, waarbij op circa 30 locaties in de Waddenzee en Eems-Dollard is gemeten. In afbeelding 9 zijn de locaties gegroepeerd van Waddenzee West, naar Waddenzee Oost en Eems-Dollard. De kwikconcentratie blijkt in vergelijkbare range voor te komen in deze gebieden. De kwikconcentratie in sediment varieert tussen 0,15 en 0,3 mg/kg en is daarmee zeer vergelijkbaar met de kwikconcentratie in zwevend slib (afbeelding 8).

Afbeelding 9: Kwikconcentratie in het sediment (in mg/kg) op locaties in Waddenzee West, Waddenzee Oost en EemsDollard (bron: DONAR Rijkswaterstaat).

18

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Kwik in levende organismen Door IMARES en Rijkswaterstaat worden sinds 1999 jaarlijks de concentraties totaalkwik gemeten in zowel mosselen als bot. Onderstaande afbeeldingen geven hiervan de tijdsreeksen. Uit de tijdreeksen blijkt een duidelijke afname van de interne concentraties in de mossel, maar niet in de bot. De afname in de mossel weerspiegelt waarschijnlijk de verbeterde kwaliteit van het oppervlaktewater. Dat de concentraties in de bot, een platvis die zijn voedsel van de bodem haalt, niet dalen kan enerzijds betekenen dat de sedimentkwaliteit ter plaatse nog weinig is verbeterd (nalevering), maar ook dat de gevangen botten wellicht zijn opgegroeid op locatie met hogere concentraties kwik..

Afbeelding 10. Tijdreeks van concentraties totaal-kwik in mosselen in de Bocht van Watum. De verticale lijn met haken geeft de minimum- en maximumwaarde weer; de box geeft de dataset waarbinnen zich 50% van de waarnemingen bevindt (25-75 percentiel), en de liggende streepjes de mediaan (IMARES data verzameld in opdracht van RWS (JAMP).

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

19


Afbeelding 11. Tijdreeks van concentraties totaal-kwik in mosselen in de Bocht van Watum. De verticale lijn met haken geeft de minimum- en maximumwaarde weer; de box geeft de dataset waarbinnen zich 50% van de waarnemingen bevindt (25-75 percentiel), en de liggende streepjes de mediaan (IMARES data verzameld in opdracht van RWS (JAMP).

Achtergronddepositie van kwik Deltares berekende voor deze studie met het OPS-Pro model de achtergronddepositie van kwik in het het Eems-Dollard estuarium en aangrenzende delen van de Nederlandse en Duitse Waddenzee en Noordzee 3. Voor het Duitse deel extrapoleerde het de uitkomsten. Daarnaast berekende het model hoeveel van die stoffen per hectare op bodem of het water terechtkomt (depositie). Deltares kwam daarbij tot een (bestaande) atmosferische achtergronddepositie op het modelgebied van 87 kg totaalkwik per jaar. OPS-Pro is een rekenprogramma om de verspreiding van verontreinigende stoffen in de lucht te simuleren. Het model wordt sinds 1989 gebruikt om de relatie tussen de uitstoot van stoffen in Europa enerzijds en de concentratie of depositie van die stoffen anderzijds op de schaal van Nederland te bepalen. Hierbij wordt onder andere rekening gehouden met de aanwezige puntbronnen van de betreffende stof, de windrichting en het gedrag van de stof in de atmosfeer. Het OPS-Pro model gebruikt in deze studie als inputparameter alle bij de Emissieregistratie bekende bronnen van kwik in Nederland en Europa (TNO, Deltares en IBL, 2014).

3.5

BOUWSTENEN VOOR DE EFFECTBEOORDELIING

Bovenstaande is als volgt samen te vatten: 

Het Eems-Dollard estuarium is in de jaren ‘60 – ’90 zwaar belast geweest met kwik. Sindsdien zijn de belangrijkste directe lozingen in het water gestaakt en zijn de gehalten in zeewater en het slib sterk gedaald. Ook de gemeten gehalten in mosselen zijn gedaald. In de gemeten waarden in bot is nog geen duidelijke lijn te zien.



De atmosferische achtergronddepositie is eveneens afgenomen en tegenwoordig in de orde van 87 kg/jaar.

3

20

Zelfde gebied als waarvoor Deltares de waterkwaliteit berekende. Zie hoofdstuk 6.

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief




De belangrijkste bronnen van kwik in het Eems-Dollard estuarium zijn op dit moment het rivierwater van de Eems (81 kg kwik per jaar) en de bestaande atmosferische achtergronddepositie (eveneens circa 87 kg kwik per jaar). De RWE-centrale voegt hier via lozing in het oppervlaktewater 1,39 kg per jaar aan toe, plus per hectare enkele milligrammen per jaar via atmosferische depositie (zie par. 5.4).



De Waddenzee en het Eems-Dollard estuarium zijn op macroschaal doorgangsroutes voor slib en aan slib gebonden kwik. Er is een netto flux van kwik uit deze gebieden, zo blijkt uit de geleidelijk dalende concentraties, ondanks de continue toevoer vanuit de Eems en de lucht.



Na een langdurige neerwaartse trend is de kwikconcentratie (opgelost en gebonden aan zwevend slib) in de afgelopen zeven jaar in de benedenloop van het estuarium niet meer boven de 0,025 µg/l zeewater gekomen.



De meeste gemeten waarden voor opgelost kwik liggen momenteel rond of beneden de 0,001 µg per liter in de Bocht van Watum en rond de 0,0002 – 0,0004 µg per liter op het meetpunt Huibertgat Oost.



De kwikconcentratie in sediment varieert op het meetpunt Bocht van Watum tussen 0,1 en 0,3 mg/kg en is daarmee zeer vergelijkbaar met de kwikconcentratie in zwevend slib.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

21


4

Eigenschappen van

kwik 4.1

INLEIDING

Kwik is een mobiel en giftig element dat sterke complexen vormt en vluchtig is. Het kent verschillende verschijningsvormen (‘speciaties’) waarvan voor het Waddengebied gasvormig kwik (Hg0), tweewaardig kwik (Hg2+) en organisch kwik (CH3Hg+ ofwel monomethylkwik) de belangrijkste zijn. De toxiciteit van deze kwiksoorten verschilt sterk, ook het fysische, chemische gedrag en de ophoping in biota verschilt sterk per kwiksoort. Kwiksoorten kunnen door biotische en abiotische processen in elkaar worden omgezet. Vanwege het mobiele en vluchtige karakter van een deel van de verschijningsvormen kan kwik lang in de atmosfeer en in het water verblijven voordat het in diepzee- of kustsedimenten wordt vastgelegd en aan de geochemische cyclus wordt onttrokken. In dit hoofdstuk bespreken wij een aantal aspecten van kwik in de verschillende compartimenten (lucht, water en sediment), voor zover deze van belang zijn voor de navolgbaarheid van de studie. De belangrijkste verschijningsvormen en processen in het mariene milieu zijn hieronder weergegeven in afbeelding 12.

22

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Afbeelding 12. Een vereenvoudigde weergave van de processen die leiden tot belasting van het Waddenmilieu met kwik. In werkelijkheid verloopt de meerderheid van de aangegeven processen ook in de tegengestelde richting en staan in dit schema vooral de netto fluxen afgebeeld. Bovendien wordt er ook kwik uit het systeem afgevoerd (zie afbeelding 4).

Tabel 1: De belangrijkste verschijningsvormen van kwik en de notaties in dit document. Verschijningsvorm en hun synoniemen

Notatie

Anorganisch/ Organisch

Kwik-totaal

HgT

Zowel anorganisch als organisch

Gasvormig elementair kwik

Hg0

Anorganisch

Opmerkingen Omvat elke aanwezige vorm in hetzij water, sediment of lucht. Bindt zich niet, lost op in water net als zuurstof (O2). Voorkeur voor gasfase. O.a. Hg2+, HgCl+, HgCl2, HgCl3-, HgCl42-, Hg(OH)2 Komt in gasfase voor maar heeft voorkeur voor waterfase en vooral vaste fase.

Ionogeen kwik, tweewaardig kwik, reactief gasvormig kwik

Hg(II)

Anorganisch

Monomethylkwik

MMHg

Organisch

CH3HgCl, CH3HgOH CH3Hg+

Dimethylkwik

DMHg

Organisch

(CH3)2Hg

Aan slibdeeltjes gebonden kwik

PHg

Zowel anorganisch als organisch

Aan waterdamp/stof gebonden kwik

PHg

Overwegend anorganisch

077973185:0.34 - Definitief

Wegens instabiliteit komt methylkwik vrijwel niet in de gasfase voor

ARCADIS

23


4.2

KWIK IN DE ATMOSFEER

Kwik in de atmosfeer is hoofdzakelijk aanwezig als anorganisch kwik (Hg 0 en Hg(II)). Meer dan 90% hiervan is gasvormig en zeer vluchtig elementair kwik (Hg 0), de rest is reactief gasvormig kwik (Hg(II)) en aan deeltjes gebonden kwik (PHg). PHg vormt meestal niet meer dan 0,3-0,9% van het kwik in gasvorm, maar in industriële gebieden kan het aanzienlijk hoger zijn. Kwik van natuurlijke oorsprong is vrijwel uitsluitend Hg0, minder dan 1 % daarvan is van het reactieve type Hg(II) (Poissant et al. 2004 ). Antropogene emissies Anders dan bij de natuurlijke bronnen emitteren antropogene bronnen vaak kwik in verschillende verschijningsvormen. Diverse auteurs beschrijven de globale verhouding als 50–60% Hg0, 30-40% Hg(II), and 10% PHg (Streets et al. 2005, Pacyna et al. 2006, Liu et al. 2012). Er blijkt echter een groot verschil tussen de metingen benedenwinds in de pluim en de verhoudingen tussen Hg°, Hg(II) en PHg direct vrijkomend bij verbranding in metingen in de schoorsteenpijp zelf. Een modelstudie laat zien dat in de pluim zeer snel reductie van Hg(II) plaatsvindt onder invloed van SO2 (Lohmann et al. 2006). Het lijkt er dus op dat de hoeveelheden Hg(II) en PHg in de modellen aanzienlijk worden overschat in vergelijking met Hg 0. Een betere ‘match’ wordt bereikt als de verhouding tussen de emissies van Hg0, Hg(II) en PHg wordt gewijzigd van 50 : 40 : 10 (zoals in de oorspronkelijke studies) in 90 : 8 : 2 (Kos, 2013) 4. Transport Vanwege zijn lage reactiviteit heeft Hg0 een zeer lange atmosferische verblijftijd (0,5 – 1 jaar) en wordt over zeer grote afstanden getransporteerd. In overeenstemming met het zeer vluchtige karakter van deze verschijningsvorm vormt ook in rookgassen Hg0 het hoofdbestanddeel. (Lin and Pehkonen 1999). Reactief kwik (HgII) en aan deeltjes gebonden kwik worden over minder lange afstanden getransporteerd. Kwik dat als Hg(II) vanuit de atmosfeer neerslaat op het water wordt voor een zeer groot deel (en vaak direct) weer omgezet in Hg0 dat vervolgens weer naar de atmosfeer verdampt (snelle re-emissie of evaporisatie). In het Noordzeegebied is deze verdamping van kwik uit het water van dezelfde orde van grootte als de depositie vanuit de atmosfeer (Baeyens en Leermakers, 1998). Depositiesnelheden Elementair kwik (Hg0) is weinig reactief, beperkt oplosbaar en heeft een lage droge depositiesnelheid (0,0010,2 cm/s). Daardoor kan Hg0 over grote afstanden worden vervoerd (Munthe et al. 2003, Poissant et al. 2004). Gasvormig Hg(II) is reactiever en beter oplosbaar, met bovendien een aanzienlijk hogere droge depositiesnelheid (0,4-7,6 cm/s). Het wordt bovendien verondersteld beter beschikbaar te zijn voor opname door organismen. Kwik heeft ook een hogere droge depositiesnelheid als het gebonden is aan stof in de atmosfeer. De verspreiding van Hg(II) en PHg vindt voornamelijk plaats op regionale schaal (Engle et al. 2008). Voor deze studie betekent dit dat een groot gedeelte van de kwik die geëmitteerd wordt naar de atmosfeer niet in het Waddengebied of de Noordzeekustzone terecht komt. Oxidatie Een van de belangrijkste omzettingen in de atmosfeer is de oxidatie van Hg 0. Oxidanten als OH, O3 (ozon), gasvormig Br2 (broom) en gasvormig Cl2 (chloor) zetten Hg0 om in Hg(II), waardoor zowel de droge als de natte depositie toeneemt. Broom en chloor zijn waarschijnlijk de meest voorkomende oxidanten in de luchtlaag vlak boven het zeewater en in de bovenste troposfeer, terwijl O 3 en OH de overhand hebben in de troposfeer boven land. (Lin et al. 2006, Holmes et al. 2010). Omdat Br 2, OH and O3 worden gevormd onder

4

Deze verhoudingen zijn daarom door ons gebruikt voor de atmosferische depositieberekeningen in twee scenario’s (zie

hoofdstuk 5 en volgende).

24

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


invloed van zonlicht, is de concentratie van Hg(II) aan het begin van de middag het hoogst en midden in de nacht het laagst. Methylkwik in de atmosfeer Methylkwik komt niet voor in de atmosfeer, zeker niet in droge omstandigheden. Sporadisch worden kleine hoeveelheden in neerslag of mist aangetroffen.

4.3

KWIK IN KUST- EN ZEEWATER

Kwik in de waterfase is hoofdzakelijk aanwezig als Hg0, Hg(II) en als methylkwik. Laatstgenoemde verbinding is het meest giftig en hoopt zich op in dierlijk weefsel. In kustwater is de totale kwikconcentratie doorgaans hoger dan midden op zee of op de oceaan. Het grootste deel van het kwik is in kustwateren gebonden aan organische en niet organische zwevend slib (PHg). Wordt het water gefiltreerd dan is het gehalte opgelost kwik vergelijkbaar met de open zee (Fitzgerald, 2007). Sedimentatie van aan slib gebonden kwik is in de diepe delen van de oceaan de belangrijkste route van kwik om buiten het bereik van de zee-organismen en uit de geochemische cyclus te raken. Daarnaast wordt veel kwik vastgelegd in kustsedimenten. Hoewel het op wereldschaal om behoorlijke hoeveelheden gaat, zijn deze beide routes niet voldoende om alle kwik direct te verwijderen. Daardoor circuleert een deel van het kwik tijdelijk in de atmosfeer, in waterlichamen en in sedimenten. Verhoudingen tussen de verschijningsvormen in zeewater De concentratie vluchtig elementair kwik (Hg0) in kusten zeewater ligt in de orde van 8 tot 42 % van de totale opgeloste anorganische kwikfractie (Coquery and Cossa 1995). De concentraties Hg 0 zijn als gevolg van het hogere gehalte opgelost organisch koolstof doorgaans hoger in de kustgebieden dan midden in de Noordzee (Baeyens and Leermakers 1998). Zeewater is vrijwel altijd oververzadigd aan Hg 0, waardoor continu Hg0 terug gevoerd wordt naar de atmosfeer. Kwik in brak water Een estuarium, zoals het Eems-Dollardgebied, kenmerkt zich door de menging van zoet water met zeewater, waardoor er sprake is van een geleidelijke toename van het zoutgehalte en van de zuurgraad (pH). Kwik is in estuaria voornamelijk gebonden aan zwevend slib, in de Schelde tot meer dan 90 % (Baeyens en Leermakers, 1998). De concentratie van aan deeltjes gebonden kwik daalt in alle jaargetijden van bovenstrooms naar benedenstrooms. Bovenaan in het estuarium is kwik vooral aanwezig in de vorm van aan zwevend slib gebonden methylkwik en zeewaarts (bijvoorbeeld voorbij Borkum) vooral in de vorm van aan zwevend slib gebonden Hg(II) (Laurier, 2003; Baeyens en Leermakers, 1998). Het nog aanwezige opgeloste kwik vertoont aanzienlijke seizoenvariatie. Grote variatie is bijvoorbeeld aan de orde bij de gehalten van opgelost gemethyleerde kwik, met aanzienlijk hogere concentraties in de zomer en herfst dan in de winter. In de zomer kan wel 60 % van het opgeloste kwik als methylkwik aanwezig zijn, terwijl maximaal 1,8 % van het aan zwevend slib gebonden kwik in de vorm van methylkwik is. Belangrijke processen in het estuarium zijn de afbraak van organisch materiaal, de daarop volgende bezinking van kwik-sulfide verbindingen en resuspensie (opdwarreling) van aan deeltjes gebonden kwik (PHg) op plaatsen met meer golfslag en stroming.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

25


Methylkwik in de waterkolom Waar in kustwateren doorgaans sprake is van een hogere concentratie van totaal-Hg, komt methylkwik er in verhouding minder voor (Monperrus et al. 2007). Dit heeft te maken met enerzijds de reductie van methylkwik onder invloed van zonlicht (fotochemische reductie) en anderzijds het grotere gehalte aan zwevend slib en de grotere aanwezigheid van organische stof vanuit het achterland. De beide laatste beperken de beschikbaarheid van Hg(II) voor methylering. methylkwik maakt ongeveer 1-10% uit van het totaal aan kwik in kustwater. Het sediment is de belangrijkste bron voor de vorming van methylkwik in de kustzone. Door de vrijzwevende (pelagische) micro-organismen wordt ook, zij het relatief weinig, methylkwik geproduceerd (0.3–6.3% per dag), vooral in het zuurstofarme micromilieu rond levende en afstervende planktoncellen. Dit is aanzienlijk minder dan de fotochemische afbraak overdag (6.4–24.5% per dag) en de biologische en chemische afbraak ‘s nachts (2.8–10.9% per dag). De aanwezigheid van zowel minerale als organische zwevend slib bevordert de afbraak, vooral in de kustzones waar deze in grotere hoeveelheden aanwezig zijn (Monperrus et al. 2006). De afbraakprocessen zijn derhalve groter dan de productieprocessen, waardoor de waterkolom netto niet bijdraagt aan de vorming van methylkwik. Dimethylkwik komt in ondiep water nauwelijks voor. Voor zover het er is, verdwijnt het naar de lucht of wordt het door zonlicht omgezet. Verondersteld wordt dat dimethylkwik vooral in de diepere delen van de oceaan wordt gevormd en zich niet gemakkelijk mengt met kustwater, ook gezien de betrekkelijk korte levensduur van deze verbinding (Fitzgerald et al. 2007).

4.4

KWIK IN HET SEDIMENT

Zeebodems (sedimenten) vormen zowel een belangrijke ‘sink’ als een bron van kwik in het mariene milieu. Mariene sedimenten fungeren als een ‘sink’ als 1) de sedimentatie snel genoeg verloopt om het kwik effectief te bedekken, 2) als de omstandigheden zo zijn dat kwik wordt gebonden aan zwavelverbindingen of aan organisch materiaal en 3) als resuspensie, al dan niet via biologische processen, laag is. Eenmaal toegedekt is opwaartse en neerwaartse verplaatsing te verwaarlozen, behalve als omwoeling door bijvoorbeeld schelpdier- of platvisserij optreedt (Lockhart et al. 2000; Covelli et al. 2012). Voor een overzicht van de voor dit gebied relevante sinks, zie afbeelding 4. Intergetijdengebieden als de Eemsmonding en de Waddenzee zijn aanzienlijk dynamischer dan meer stroomopwaarts in het estuarium of midden op zee. Kwik in de intergetijdengebieden wordt, samen met de fijnere fractie van het slib, deels afgevoerd naar de rustiger wateren van de Noordzee en voor een ander deel afgezet in de luwe delen van het estuarium, dus in de Dollard en langs de dijken van de Waddenzee (zie afbeelding 13).

26

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Afbeelding 13: Overzicht van de aanvoer en afvoer (pijlen) en bronnen (blauw) en sinks (rood) van slib in het EemsDollard estuarium. (Aangepast uit Cleveringa (2008))

Kwik is in sedimenten hoofdzakelijk aanwezig als Hg(II) en als methylkwik. Kwik aangevoerd in suspensie door IJssel, Eems en Rijn vormt de grootste bron van kwik in de sedimenten van het Waddengebied. Het gemak waarmee Hg(II) bindt aan zwevend slib met organische stof is goed gedocumenteerd. De binding verloopt snel (Leermakers et al. 2001, Fitzgerald et al. 2007). Binding aan het organisch materiaal is dominant waardoor in de meeste gebieden een goede correlatie tussen organische stof en kwikgehalte is (Hammerschmidt et al. 2004, Hammerschmidt & Fitzgerald 2006, Lambertson & Nilsson 2006, Benoit et al. 1999). Zwavelverbindingen zoals cinnabar kunnen een noemenswaardige rol spelen in zwavelhoudende sedimenten (Fitzgerald et al. 2007). Beschikbaarheid van methylkwik Monomethylkwik (methylkwik) is in de kustwateren de meest voorkomende vorm van organische kwikverbinding. Het wordt door sulfaatreducerende bacteriën in de bovenste 2-4 cm gevormd op het grensvlak van zuurstofloos en zuurstofhoudend sediment. Als het sediment wordt omgewoeld door bodemdieren, bodemberoerende visserij of sterke stroming is deze laag breder (tot 15 cm) en vindt meer omzetting plaats (Benoit, 2006). Door diffusie en resuspensie wordt het methylkwik in de waterkolom gebracht alwaar het weer wordt afgebroken (Monperrus, 2006; Whalin, 2006). De meeste methylkwik wordt in de kustzone zelf geproduceerd. De biologische methylering door sulfaatreducerende bacteriën is belangrijker dan abiotische omzettingen. Methylering in het sediment van estuaria wordt bevorderd door reducerende omstandigheden en afgeremd door hoge zoutgehalten. Demethylering is het grootst bij lage zoutgehalten en hogere redoxpotentialen. Methylering is optimaal op het dunne grensvlak van zuurstofhoudend en zuurstofloos sediment waar HgS0 de belangrijkste opgeloste kwik-zwavelverbinding is (Benoit, 1999; Compeau and Bartha 1984, 1987). Net als anorganisch kwik is methylkwik in hoge mate gebonden aan het organische materiaal in het sediment. En net als anorganisch kwik is de hoeveelheid methylkwik gecorreleerd aan de totale hoeveelheid aanwezig kwik. Hoewel de hoeveelheden kwik-totaal en Methylkwik van plaats tot plaats aanzienlijk

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

27


kunnen verschillen, is het percentage methylkwik ten opzichte van kwik-totaal in de bovenste lagen van het sediment beperkt tot een betrekkelijk nauwe bandbreedte (0.1 – 0.75%), ongeacht klimaat, geografie of mate van vervuiling. Leermakers et al. (1993) vonden in experimenten met boorkernen uit het Schelde estuarium dat 1-2 % van nieuw toegevoegd Hg(II) werd omgezet in methylkwik. De kwaliteit van de sedimenten is mede bepalend voor de vorming van methylkwik. Bij stevige binding aan oxy-hydroxiden of terrestrische (van land afkomstige) organische stof is de omzetting naar methylkwik laag. Sedimentatie en transport van aan deeltjes gebonden kwik zijn bepalend voor de mate van afname en/of accumulatie van kwik in de sedimenten van de Waddenzee en het Eems-Dollard estuarium. Kwik uit de atmosfeer is reactiever en meer beschikbaar voor methylering dan kwik uit water en sedimenten. Op wadplaten zou atmosferische depositie een belangrijke bron voor methylering kunnen zijn. Echter, drooggevallen wadplaten verdampen ongeveer twee keer zoveel kwik als de waterkolom bij hoogtij. Daardoor wordt er door de sedimenten netto vanuit geen kwik de atmosfeer opgenomen (Bouchet et. al., 2011). Kwik in poriewater Poriewater is het water tussen de bodemdeeltjes in het sediment. Poriewater in de sedimenten van de kustwateren vormt een belangrijk onderdeel van de kwikchemie in het zeewater. Hg 0 is niet meetbaar aanwezig, maar Hg(II) en Methylkwik wel. Poriewater wordt door de deskundigen gezien als belangrijkste drijvende kracht achter de uitwisseling van het sediment naar de waterkolom. Dat Methylkwik relatief minder goed aan vaste stoffen bindt dan Hg(II) verklaart waarom Methylkwik in het poriewater in hogere concentraties voorkomt dan in het sediment zelf. Het aandeel Methylkwik op de totale hoeveelheid kwik in het poriewater van kustzeeën varieert van 5 % tot 50 %, met de meeste waarden tussen de 10-30 % (Bloom et al. 1999, Hammerschmidt et al. 2004, Hammerschmidt and Fitzgerald 2006). Dit is aanzienlijk groter dan in de vaste fase van het sediment (<1 %). Hoewel Hg0 niet in het poriewater wordt aangetroffen, moet het kortstondig wel aanwezig zijn als het onder invloed van zonlicht gevormd wordt. Het wel aanwezige Hg(II) wordt daarbij onder invloed van zonlicht gereduceerd tot Hg 0 en ontwijkt.

4.5

UITWISSELING VAN KWIK

Voor een goede modellering van kwik zijn niet alleen de chemische, fysische en biologische processen van belang, maar zeker ook de snelheden waarmee dergelijke processen optreden. In deze paragraaf bespreken wij wat er in de literatuur bekend is over dergelijke omzetsnelheden. Omdat alle processen – met verschillende snelheden – zowel heen als terug plaatsvinden, gaat het daarom in de literatuur meestal over een netto-snelheid. Transport van kwik vanuit het sediment naar het zeewater De literatuur vermeldt diverse en deels uiteenlopende hoeveelheden per tijdseenheid (‘fluxen’) voor de uitwisseling van kwik-totaal (HgT) en Methylkwik tussen sediment en (zee)water. Zo noemt Bouchet et al. (2011) een gemiddelde van 3.6 ng/m2 per uur voor HgT, vooral door diffusie. De monsters werden genomen in de Baai van Arcachon in Frankrijk. Muresan et al. (2007) analyseerden monsters uit de Thau lagune (Frankrijk) in een warme periode. De door diffusie opgewekte uitwisseling was hier 8 ± 3 ng/m2 respectievelijk 0.8 ± 0.4 ng/m2 per dag voor HgT en voor Methylkwik. Hollweg at al. (2009) berekenden fluxen voor Methylkwik uit diffusie van gemiddeld 0.2 ng/m2 per dag voor de Chesapeake Bay (NY). Bergamaschi et al. (2011) noemt een gemiddelde van 6.8 ng/m2 per dag voor Methylkwik in een intergetijdengebied op Browns Island (Californië). De gemeten fluxen waren 4 tot 40 maal hoger dan dezelfde fluxen in een terrestrisch wetland. Dat duidt er op dat het dagelijks overstromen een groot effect heeft op de uitwisseling van methylkwik vanuit het sediment naar het zeewater of dat dit intergetijdengebied in elk geval een hogere Methylkwik-productie heeft.

28

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Door diffusie gestuurde fluxen hebben hun basis in de concentratieverschillen tussen het poriewater en het daarboven gelegen zeewater. Daarnaast ontstaat uitwisseling van kwik tussen sediment en zeewater door processen in het sedimentoppervlak. Een van de belangrijkste daarin is bioturbatie, de omwoeling van de bodem door organismen als schelpdieren en wadpieren. De hiervoor in de literatuur genoemde getallen duiden op een aanzienlijk grotere rol van deze bentische fluxen. Zo geven Covelli et al.(2008) 41 microgram/m2 per dag voor kwik-totaal voor het omzettingsproces onder invloed van bioturbatie en 2.3 microgram/m2 per dag voor Methylkwik, vergeleken met 95 nanogram/m2 per dag respectievelijk 17 nanogram/m2 per dag voor het diffusieproces van sediment naar zeewater. Covelli en medeauteurs verklaren dit enorme verschil door zowel de dierlijke activiteiten in de bodem als mogelijk uit niet correct berekende gradiënten van kwikconcentraties in het poriewater Re-emissie van neergeslagen kwik naar de atmosfeer Alle drie vormen van kwik (Hg0, Hg(II) en Methylkwik) in de atmosfeer kunnen zowel neerslaan als weer opnieuw emitteren naar de lucht. Een studie in de Baai St. Francois (Canada) toont aan dat gasvormig Hg° de grootste bandbreedte vertoont in zowel depositie als vervluchtiging, met een netto re-emissie van 32,1 ng/m2/h. Reactief gasvormig Hg(II) slaat vooral neer (netto depositie 2,6 ng/m 2/h), voornamelijk als natte depositie (regen, sneeuw). Aan deeltjes gebonden kwik (PHg) wordt eveneens netto gedeponeerd (-0.4 ng/m2/h), maar wordt ook af en toe in aanzienlijke hoeveelheden terug geleverd aan de lucht (Poissant et al. 2004). Verdamping van kwik uit zeewater Fotoreductie van Hg(II) zorgt voor oververzadiging van Hg 0 in het water waardoor een significante verdamping plaatsvind die vaak groter is dan de depositie vanuit de atmosfeer (Fitzgerald et al. 2007, Kuss and Schneider 2007, Baeyens and Leermakers 1998, Coquery and Cossa 1995). Vastgesteld is dat 5 – 60 % van het recent neergeslagen kwik onmiddellijk wordt terug geleverd aan de atmosfeer (Selin 2009). De snelheid van deze re-emissie (volatilisatie) hangt af van het type oppervlak. De laagste directe re-emissie werd gevonden in droge aride bodems (Ericksen et al. 2005) , de hoogste in oppervlaktewater (Amyot et al. 2004) en sneeuw (Lalonde et al. 2003, Ferrari et al. 2005). In de oceanen wordt 40 – 84 % van het neergeslagen kwik terug geleverd aan de atmosfeer (Strode et al. 2007). Flux berekeningen voor de Noordzee geven aan dat depositie en re-emissie gemiddeld van dezelfde grootte-orde zijn (Baeyens and Leermakers 1998). Verdamping van kwik vanaf drooggevallen wadplaten Bouchet et al. (2011) rapporteren sediment-lucht fluxen uit wadplaten. Zij vonden een gemiddelde flux van 6.7 ng/m2 per dag en berekenden dat deze emissieroute 2,4 maal groter is dan de route van zeewater naar de lucht. Dit is in overeenstemming met eerder uitgevoerde labexperimenten. Hieruit blijkt dat getijdegebieden een hogere verdamping van kwik hebben dan gebieden die continu onder water staan. Bedekking van kwik door nieuw sediment Aan slib gebonden kwik kan begraven worden onder nieuwe lagen sediment. Als de sedimentatiesnelheid hoog genoeg is, is bedekking (‘burial’) een belangrijke verdwijnroute voor kwik uit de geochemische cyclus. Het begraven kwik kan niet meer door resuspensie als particulair Hg in de waterkolom terechtkomen, door reductie tot Hg0 als gas ontsnappen of gemethyleerd worden. Aan de hand van onderzoeksdata in tabel 6 in Fitzgerald (2007) berekenden wij het aandeel op deze manier afgevoerd kwik op 30 – 60 % van het door rivieren en atmosferische depositie aangevoerde kwik. Data over de bedekking van door rivierwater aangevoerd kwik in het estuarium van de St. Lawrence rivier in Canada geeft aanleiding te veronderstellen dat deze route zo effectief is dat nauwelijks nog kwik de St. Lawrence Baai bereikt. (Cossa & Gobeil 2000).

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

29


Bij lagere sedimentatiesnelheden (1-2 mm/jaar) en mechanische of biologische menging (‘bioturbatie’) komt kwik beschikbaar voor methylering. Menging bevordert ook het transport van Methylkwik naar de waterkolom doordat het zuurstofrijke sediment dat in niet-gemengde sedimenten voor een dunne deklaag zorgt wordt doorbroken (Gagnon et al. 1996). Als de afvoer van HgT laag is en/of het sediment een historische belasting met kwik kent, kan de nalevering soms lang doorgaan. De flux voor de methylering tot Methylkwik blijft daardoor lang (relatief) hoog. (Sunderland 2004). Kramer onderzocht de rol van bioturbatie in het westelijk deel van de Waddenzee (1991). Uit de boorstaten bleek een sedimentatiesnelheid van 6-6,5 mm/jaar. Hij constateerde dat de gemeten concentraties in het oppervlakkige sediment een vals beeld gaven omdat bioturbatie kwik naar beneden bracht en dat tegelijkertijd kwik aan het oppervlak verdween door diffusie en erosieprocessen. Uit metingen in de jaren ’80 van de vorige eeuw in de Dollard bleek dat de kwikconcentraties in de boorstaten door variatie in sedimentatie en bioturbatie binnen één gebied sterk kunnen verschillen (Kramer et al. 1991).

4.6


De kennis die in de literatuurstudie is opgedaan is benut voor het bepalen van de verhoudingen tussen de verschillende verschijningsvormen en de omzettingssnelheden van kwik tussen de verschillende milieucompartimenten, ten behoeve van de lucht- en watermodellen die in dit onderzoek gebruikt zijn voor de verspreiding en de concentraties van kwik in het mariene milieu. De gekozen verhoudingen en snelheden worden in de hoofdstukken 6 en 7 verantwoord. De gebruikte modellen zijn derhalve consistent met de in deze literatuurstudie gevonden getallen. Los daarvan kunnen de volgende opmerkingen worden gemaakt:



Veruit de grootse hoeveelheid kwik vanuit de RWE-centrale (95 kg/jaar) wordt in gasvorm geëmitteerd via de beide schoorsteenpijpen, het meeste in de vorm van het vrijwel inerte Hg0. Hg0 heeft een lange verblijftijd in de lucht en een lage depositiesnelheid. Daardoor bereikt maar een klein deel de relevante Natura 2000-gebieden. Het meer reactieve Hg(II) – dat een hogere depositiesnelheid heeft – komt daarentegen in de rookpluim weinig voor (op basis van voorgaand literatuuronderzoek: 8 %).



De in de literatuur vermelde metingen direct in schoorstenen suggereren een verhouding Hg 0 : Hg(II) : PHg = 50 : 40 :10, maar 90 : 8 : 2 geeft een betere match met de metingen verderop in de pluim. Door voor de emissie vanuit de RWE-schoorstenen de verhouding 50 : 40 :10 te hanteren ontstaat een ‘conservatief scenario’, welke overigens tegelijkertijd een overschatting van de werkelijke depositie is. De verhouding 90 : 8 : 2 levert de basis voor een tweede scenario dat beter past bij de huidige inzichten. Wij beschrijven overigens beide scenario’s in dit rapport.



De kwikuitwisseling tussen zeewater en sediment enerzijds en de atmosfeer anderzijds wordt sterk beïnvloed door de hoeveelheid (gasvormig) Hg0 dat na de depositie re-emitteert naar de atmosfeer. Uit de literatuur blijkt dat de hoeveelheid terug geleverd kwik in Europese kustwateren in dezelfde orde of soms zelfs groter is dan de depositie. Ook vanuit droogliggende wadplaten is de emissie van kwik naar de atmosfeer groot, waarschijnlijk aanzienlijk groter dan vanuit zeewater. Dit betekent dat de atmosferische depositie vanuit de RWE-centrale nauwelijks invloed zal hebben op de concentraties in het zeewater en het sediment. Uit een oogpunt van worst case hebben wij overigens geen rekening gehouden met deze re-emissie van kwik naar de atmosfeer.

30

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief




De tweede emissieroute vanuit de centrale is via een lozingspunt (ABI), naar het oppervlaktewater. Hierbij gaat het om een veel kleinere hoeveelheid van maximaal 1,39 kg/jaar. Kwik wordt hier vooral in opgeloste vorm als een anorganisch kwik-complex geloosd, bijvoorbeeld in de vorm van Cl2Hg. Deze vorm is reactiever dan het totaal-kwik dat door de rivieren wordt aangevoerd. De lozing vindt plaats in (zee)water met een zoutgehalte tussen 18 en 30‰. Daarnaast ligt het lozingspunt ver zeewaarts ligt ten opzichte van de zone waarin vlokvorming (flocculatie) en menging van zoet en zout water optreedt en waar het meeste van het door de Eems aangevoerde opgeloste kwik neerslaat. Dit betekent dat dit anorganisch kwik (Hg(II)) complex veelal in oplossing blijft. Dit deel van het kwik zal beschikbaar zijn voor zowel reductie en verdamping als voor methylering.



Waar anorganisch Hg(II) voorkomt in het zeewater en in het sediment is het beschikbaar voor methylering, veelal door sulfaatreducerende bacteriën in de bovenste 2 – 4 cm van het sediment . Hierbij ontstaat monomethylkwik (‘methylkwik’) dat wordt beschouwd als een zeer giftige stof. In de praktijk komt methylkwik echter relatief weinig in zeewater voor (1-10 % van de totale hoeveelheid kwik), omdat a) het onder meer onder invloed van zonlicht weer wordt afgebroken en b) Hg(II) waaruit het wordt gevormd voor een deel verdwijnt naar de atmosfeer.



Het kwik in het Eems-Dollard estuarium is ten dele gebonden aan slibdeeltjes en organische stof. Een deel van dit aan het slib gebonden kwik verdwijnt naar de Noordzee en uiteindelijk naar de oceanen, alwaar het in de diepzee onder nieuwe sedimentlagen wordt bedolven. Ook in het estuarium vindt begraving plaats, waardoor een gedeelte buiten het bereik van de voedselketens komt. Kleinere hoeveelheden worden afgezet aan de kusten van Groningen en Oost-Friesland in Duitsland. Voor zover het kwik beschikbaar blijft, kan het in de voedselketen worden opgenomen via organismen die zich voeden met het organisch materiaal, zoals schelpdieren en diverse wormen, later gevolgd door dieren die deze schelpen of wormen eten.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

31


5

Verspreiding van kwik via de lucht 5.1

INLEIDING

Veruit de grootste hoeveelheid kwik verlaat de centrale via de beide schoorsteenpijpen. De vergunde hoeveelheid is 95 kg per jaar voor de gehele centrale. Dit is in feite een worst case scenario, omdat dit het maximum is dat de vergunning toelaat. Een deel van de kwikemissie uit de twee schoorstenen bereikt de Natura 2000-gebieden als atmosferische depositie. Een deel van het atmosferisch verspreide kwik landt op de Natura 2000-gebieden, een groot deel komt elders terecht. Wij hebben de hoeveelheid kwik berekend die in de Natura-2000 gebieden terecht komt. In deze studie is de atmosferische depositie van het kwik uit de centrale berekend met het OPS-Pro model (versie 4.4.3. juli 2014) met het zelfde modelgrid als gebruikt is voor de verspreiding via het water (zie 5.3). De atmosferische depositietoename vanuit de centrale berekend voor 5.128 punten in het gebied.

5.2

UITGANGSPUNTEN

De Hg-emissie vindt plaats via twee schoorstenen van 120 m hoog met een warmte-emissie van 31,3 MW per schoorsteen. Gerekend is met de volgende depositiesnelheden: 

Gasvormig kwik (Hg0): 0,014 cm/s



Gasvormig ionogeen kwik (Hg(II)): 0,422 cm/s



Aan deeltjes gebonden kwik (PHg): 0,224 cm/s.

De depositiesnelheden zijn gelijk aan die in het OPS-Pro model zijn ingebouwd.

5.3

MODELLERING

Modelkeuze De depositie op de gebieden in de omgeving van de centrale van RWE is berekend met behulp van een verspreidingsmodel. De verspreidingsberekeningen zijn uitgevoerd met behulp van de nieuwste pcapplicatie OPS-Pro versie 4.4.3 (2014). OPS-Pro is een algemeen geaccepteerd rekenmodel voor de verspreiding en atmosferische depositie van stoffen. Het OPS-Pro model is gezamenlijk eigendom van het RIVM en het PBL.

32

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Meteorologie OPS-Pro kent zes meteorologische gebieden. OPS-Pro maakt gebruikt van het meest dichtbijgelegen meteorologisch gebied of interpolatie tussen meerdere gebieden, afhankelijk van de ligging van de rekenpunten. Dit geldt ook voor de rekenpunten die (net) over de Nederlandse grens liggen. In dit geval zijn de meteorologische gegevens gebruikt van gebied 1. Voor de verspreidingsberekeningen is gebruikgemaakt van langtermijn jaargemiddelde meteorologische gegevens van 1995 t/m 2004.

Afbeelding 14: Meteorologische gebieden in het OPS-Pro model.

Ruwheid van de ondergrond De ruwheidslengte, aangeduid met symbool z0 [m], is een effectieve maat voor de hoeveelheid en hoogte van obstakels op de grond. De aanwezigheid van vegetatie, gebouwen en andere objecten en structuren in het overdrachtsgebied tussen de emissiebronnen en de immissiepunten zijn van grote invloed op de verspreiding van de pluim in de buitenlucht. Een ruw oppervlak veroorzaakt afremming van de wind aan de grond, waardoor een zekere mate van turbulentie ontstaat en zich een hoogte-afhankelijk windprofiel instelt. De ruwheidlengte van de vegetatie en de ondergrond is van (grote) invloed op de depositiesnelheid. Hiermee wordt de snelheid bedoeld waarmee kwik op de bodem neerslaat. OPS-Pro (versie 4.4.3) bepaalt op elk beschouwd immissiepunt de ruwheidslengte en dus ook depositiesnelheid. OPS-Pro maakt gebruik van

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

33


de LGN65 voor het bepalen van de ruwheidslengte en depositiesnelheid. De ruwheidsdata en landgebruik in Duitsland zijn gebaseerd op de Corine Land Cover. Modelgebied Het modelgebied is gelijk aan dat van het D-WAQ waterkwaliteitsmodel waarmee door Deltares de verspreiding via het water is berekend. Zie voor een toelichting op de keuze van het modelgebied hoofdstuk 6.

Afbeelding 15. Het modelgebied van deze studie (het D-WAQ waterkwaliteitsmodel, ingericht voor het Eems-Dollard estuarium. Het modelgebied is onderverdeeld in 5.128 gridcellen. De atmosferische depositie is berekend voor elk van deze cellen.

Scenario’s De berekeningen van de atmosferische depositie zijn uitgevoerd voor twee scenario’s met een verschillende verhouding van primair kwik (Hg0), metallisch kwik (Hg(II)) en aan deeltjes gebonden kwik (Hg(II)aerosol). Het gaat om de volgende scenario’s: 

Scenario 1: 50% Hg0, 40% Hg(II) en 10% Hg(II)-aerosol (conservatief scenario)



Scenario 2: 90% Hg0, 8% Hg(II) en 2% Hg(II)-aerosol (gebaseerd op Kos, 2013)

Scenario 1 is gebaseerd op in de schoorsteenpijp Scenario 2 is gebaseerd op metingen in de rookpluim Beide verhoudingen zijn gebaseerd op de beschikbare literatuur (zie paragraaf 4.2)

5

34

Land Gebruik Nederland, versie 6.

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Omdat in scenario 1 de gemiddelde depositiesnelheid van de componenten hoger is en in die situatie het kwik eerder het wateroppervlak bereikt, is dit scenario tevens van beide scenario’s het worst case scenario. Deze verdeling leidt tot de volgende verdeling van de uitworp van 95 kg (emissievrachten):

Tabel 2: Emissieverdeling van de kwikuitstoot in de verschillende scenario’s Scenario 1 (50:40:10)

Component

Scenario 2 (90:8:2)

Hg(0)

47,5

85,5

Hg(II)

38

7,6

Hg(II)-aerosol

9,5

1,9

Totaal

95

95

5.4

MODELUITKOMSTEN

De atmosferische depositietoename van het kwik uit de beide schoorsteenpijpen is berekend voor de 5.128 punten in het modelgebied. De hoogste waarden worden bereikt in de directe omgeving van de centrale. De verschillende waarden zijn per gridcel gebruikt als input voor het verspreidingsmodel voor kwik in het oppervlaktewater (zie hoofdstuk 6).

Afbeelding 16: Kwikdepositie in het studiegebied in het conservatieve scenario (scenario 1).

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

35


Conclusies: 

De hoogste depositie vindt in de directe omgeving van de centrale plaats.



De pluim strekt zich vooral uit boven het Eems-Dollard estuarium en in mindere mate over een beperkt gedeelte van het Duitse Natura 2000-gebied Niedersächsisches Wattenmeer.



De Nederlandse Natura 2000-gebieden Waddenzee en Noordzeekustzone worden nauwelijks bereikt.

De totale depositie van kwik vanuit de RWE-centrale in het modelgebied is:

Tabel 3: Totale atmosferische kwikdepositie vanuit de RWE-centrale in het modelgebied in de beide scenario’s. Scenario

Oppervlakte (in ha)

Depositie (kg/jaar)

Gemiddeld per ha (mg/ha)

Scenario 1 (conservatief)

414.100

1,56

3,8

Scenario 2 (90:8:2)

414.100

0,50

1,2

Daarnaast is in afzonderlijke runs berekend hoeveel kwik er in totaal neerdaalt in de relevante Natura 2000gebieden. De tabellen 10 en 11 geven weer hoeveel kwik er neerdaalt in de beide scenario’s.

Tabel 4: Kwikdepositie in de mariene Natura 2000-gebieden in de nabijheid van de centrale in het conservatieve scenario (scenario 1). Gebied

Oppervlakte (in ha)

Depositie (kg/jaar)


Natura 2000-gebied Waddenzee (NL) Natura 2000-gebied Noordzeekustzone (NL Niedersächsisches Wattenmeer TOTAAL relevante Natura 2000-gebieden

271.460

0,51316021

1,9

144.475

0,108774912

0,75

354.600

1,640459075

4,6

770.535

2,262394197

2,9

Tabel 5. Kwikdepositie in de mariene Natura 2000-gebieden in de nabijheid van de centrale in het scenario 2 (90:8:2). Gebied

Oppervlakte (in ha)

Depositie (kg/jaar)


Natura 2000-gebied Waddenzee (NL) Natura 2000-gebied Noordzeekustzone (NL Niedersächsisches Wattenmeer TOTAAL relevante Natura 2000-gebieden

271.460

0,109542769

0,4

144.475

0,010208001

0,04

354.600

0,528339291

1,5

770.535

0,648090061

0,8

Conclusie

36

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief




De totale emissie vanuit de beide schoorstenen is 95 kg. De depositiesnelheid is erg laag. Daardoor daalt slechts een kleine hoeveelheid neer in de relevante Natura 2000-gebieden. Dit gebeurt bovendien over een zeer groot oppervlak, waardoor de bijdrage aan de kwikconcentratie in het water gering is.



Van de totale emissie vanuit de RWE-centrale bereikt in het conservatieve scenario 0,5 kg de Waddenzee, circa 0,1 kg de Noordzeekustzone en circa 1,6 % het Nationalpark Niedersächsises Wattenmeer.



In het tweede scenario bereikt slechts 0,1 kg daarvan het Natura 2000-gebied Waddenzee, 0,01 kg de Noordzeekustzone en 0,5 kg het Natura 2000-gebied Niedersächsisches Wattenmeer.



De gemiddelde belasting vanuit de centrale via atmosferische depositie is in beide scenarios per hectare in de orde van milligrammen.

5.5


Uit de toepassing van het model kunnen de volgende conclusies worden getrokken die voor het beoordelen van de emissies vanuit de RWE-centrale van belang zijn: 

In het modelgebied daalt vanuit de RWE-centrale in totaal 1,56 kg kwik (scenario 1) of 0,50 kg kwik (scenario 2) neer.



Van de kwikemissies uit de beide schoorstenen van de RWE-centrale (95 kg per jaar) komt een gedeelte in de drie relevante Natura 2000-gebieden terecht: voor de drie gebieden gezamenlijk 2,2 kg per jaar (3,3 %) in het conservatieve scenario en maximaal 0,6 kg per jaar (6,8 promille) in het tweede scenario.



De overall conclusie is dat het kwik uit de schoorstenen van RWE vooral buiten de Natura 2000gebieden terecht komt. Het kwik dat wel in deze gebieden deponeert, daalt vooral dicht bij de centrale neer en bereikt in veel mindere mate een deel van het Natura 2000-gebied Niedersächsisches Wattenmeer. Het kwik in de rookpluim bereikt nauwelijks de Waddenzee en in nog veel mindere mate de Noordzeekustzone.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

37


6

Het Delft 3D WAQ

model 6.1

INLEIDING

Een belangrijke bron van informatie over de kwikgehalten in het zeewater (‘de waterkolom’) en het sediment vormen de metingen van Rijkswaterstaat in het kader van het MWTL-monitoringsprogramma. Deze zijn, voor zover relevant voor deze studie, samengevat in paragraaf 3.4. Daarnaast berekende het onderzoeksinstituut Deltares voor ons met het Delft 3D WAQ waterkwaliteitsmodel van het Eems-Dollard estuarium zowel de huidige (achtergrond)concentraties als de verwachte toename van de concentratie als gevolg van de kwikemissie vanuit de RWE-centrale. Het gaat in deze studie vooral om de concentratiesverschillen met en zonder de bijdrage van RWE. Het voordeel van een (computer)model is dat alle aannames en modelinstellingen transparant en expliciet zijn gemaakt en dat deze vervolgens consistent en op exact gelijke wijze doorgerekend worden voor de situatie zonder en met RWE emissie. Een computermodel maakt het bovendien mogelijk om de RWE bijdrage te isoleren, zodat er inzicht ontstaat in het verschil tussen de huidige en de toekomstige situatie.

6.2

MODELKEUZE

Voor het Delft 3D WAQ model is gekozen omdat het een geavanceerd en gevalideerd model is waarmee reeds veel berekeningen zijn uitgevoerd voor onder meer wateren slibtransportbewegingen en waterkwaliteitsparameters in het Eems-Dollard estuarium. Het werd in opdracht van Rijkswaterstaat ontwikkeld om voor de KRW-maatregel ‘Onderzoek Slibhuishouding Eems-Dollard’ gekwantificeerde uitspraken te kunnen doen. Het model beslaat het gebied met de grootste concentratieveranderingen vanuit de RWE-centrale en is het daarom geschikt voor het voorspellen van de veranderingen van diverse kwikparameters in het estuarium. Voor het doel van déze studie is de waterkwaliteitskant van het model uitgebreid met kennis over kwik (processen en fluxen), afkomstig uit het hiervoor samengevatte literatuuronderzoek naar de eigenschappen van kwik in de zoute en brakke omstandigheden van het Eems-Dollard estuarium (zie hoofdstuk 4).

38

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


6.3

MODELLERING

6.3.1

UITGANGSPUNTEN

Het Delft 3D WAQ-model voor de Eems-Dollard bestaat uit vier deelmodellen: 1. een 3D hydrodynamisch model; 2. een golven model; 3. een 3D slib model; 4. een 2D nutriënten- en primaire productie model. De modellering van de waterbeweging geschiedt met het softwarepakket Delft3D-FLOW, voor golven met het softwarepakket SWAN en voor slib en nutriënten en primaire productie met het softwarepakket DWAQ. Het modelgrid is gelijk aan dat van afbeelding 15. Complexen van kwik met bijvoorbeeld chloride (HgCl+, HgCl2, HgCl3-, HgCl42-) zijn niet geselecteerd als toestandsvariabelen. In de literatuur worden deze complexen vrijwel nooit onderscheiden in metingen, massabalansen of processen. Deze verbindingen met chloor zijn, zoals gangbaar, in het model samengevoegd tot Hg(II).

6.3.2

PROCESSEN EN TOESTANDSVARIABELEN

Afbeelding 17: De werkstappen in het model. Het Eems-Dollard model is gebaseerd op het Delft 3D WAQ model en ingericht voor het beschrijven van processen in het Eems-Dollard estuarium. Het model was bij aanvang van de studie geschikt voor het berekenen van waterkwaliteitsparameters, maar is specifiek voor deze studie ingericht voor de verschillende verschijningsvormen van kwik.

Het model maakt gebruik van een aantal verschillende toestandsvariabelen en chemische en fysische processen van kwik in de waterkolom en op het grensvlak van lucht en (zee)water. Deze zijn weergegeven in het schema van afbeelding 18. Voor deze toestandsvariabelen en processen in de waterkolom is in de literatuur voldoende informatie beschikbaar voor betrouwbare voorspellingen. Voor de toestandsvariabelen en processen in het sediment is dat echter niet het geval. Daar staat tegenover dat uit metingen blijkt dat de kwikconcentraties in het bovenste deel van het sediment vrij nauwkeurig overeenkomen met de kwikconcentraties in het zwevende slib in de waterkolom (vergelijking tussen afbeeldingen 8 en 9). Ook uit de literatuur blijkt dat in hoog-dynamische systemen, met veel uitwisseling tussen water en sediment zoals

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

39


in de Eems-Dollard, de kwaliteiten gelijk of op zijn minst vergelijkbaar zijn. De kwikconcentraties in het slib blijken in de praktijk een betere voorspeller van de kwikconcentraties in het sediment van estuariene en hoogdynamische zeemilieus dan de met modellen berekende waarden. Daarom zijn de processen en fluxen in het sediment en tussen het sediment en het water niet afzonderlijk ingebouwd in het model, maar worden concentraties in het sediment ontleend aan de waarden in het zwevend slib.

Afbeelding 18: Schematische weergave van het Delft 3D WAQ model voor kwik in de waterkolom , zoals gebruikt voor de modelberekeningen in deze studie. De toestandsvariabelen zijn weergegeven als rode blokken en de processen als pijlen. Als waarde voor kwik in het sediment blijken Hg(II)par en MeHgpar de beste voorspellers te zijn. Daarom ontbreekt het sediment in het model als afzonderlijk milieucompartiment (dis = dissolved / opgelost; par = particulair = aan slib gebonden; atm = atmosferisch).

In het D-WAQ model zijn vijf toestandsvariabelen voor kwik in het zeewater meegenomen: 

Opgelost Hg0

(naam in afbeelding 18: Hg0dis)



Opgelost Hg(II)

(naam in afbeelding 18: Hg2dis)



Opgelost Methyl-Hg

(naam in afbeelding 18: MHgdis)



Particulair Hg(II)

(naam in afbeelding 18: Hg2par)



Particulair Methyl-Hg (naam in afbeelding 18: MHgpar)

Daarnaast berekent het model afgeleide grootheden die berekend kunnen worden uit de toestandsvariabelen en eventueel andere gegevens zoals zoutgehalte en temperatuur. Een eenvoudig voorbeeld is de totaal-kwikconcentratie in de waterkolom die de optelsom is van de vijf berekende concentraties in de waterkolom. Tabel 6 geeft een overzicht van de processen die in D-WAQ zijn opgenomen.

40

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Tabel 6: Processen opgenomen in D-WAQ voor kwikmodellering in de Eems-Dollard. Met een ‘+’-teken wordt aangegeven dat de concentratie toeneemt door het proces; met een ‘-’-teken dat de concentratie afneemt. M.b.t. de volatilisatie: afhankelijk van over- of onderverzadiging van de Hg0 concentratie in de waterkolom ten opzichte van evenwicht met de atmosfeer zorgt het proces voor respectievelijk een afname of een toename.

Atmosferische depositie naar de waterfase, adsorptie en desorptie zijn processen die al voor andere stoffen in de D-WAQ processenbibliotheek zijn opgenomen (Deltares, 2014). De verschillende verschijningsvormen van kwik zijn aan de stoffenlijst voor deze processen toegevoegd, maar de processen zelf zijn niet gewijzigd. Volatilisatie, Hg(II) methylering, Demethylering, Hg(II) reductie en de fractionering van Hg(II) en MethylHg zijn als nieuwe processen aan de D-WAQ processenbibliotheek toegevoegd.

6.3.3

MODELINVOER

De kwikemissies in het Eems-Dollard systeem bestaat uit vier verschillende bronnen: 1) aanvoer vanuit het buitenland (Eems), 2) atmosferische depositie, 3) afvalwater vanuit rioolwaterzuiveringsinstallaties (rwzi’s), 4) afvalwater vanuit zogenoemde individuele behandelingsinstallaties van afvalwater (IBA’s) en overstorten. De eerste bron is gebaseerd op gegevens van het Duitse Umweltbundesamt uit 2010. De laatste drie bronnen zijn gebaseerd op de Emissieregistratie van de Waterdienst van Rijkswaterstaat. Uit de gegevens van het Duitse Umweltbundesamt blijkt dat de totale emissie in het Duitse gedeelte van de Eems kan worden berekend op 81 kg/jaar. Ook voor de atmosferische achtergronddepositie van kwik op het Nederlandse deel van het Eemsstroomgebied, is gebruik gemaakt van het eerder genoemde OPS-Pro model. De uitkomsten zijn geëxtrapoleerd naar het Duitse deel van het modelgebied. OPS-Pro berekent voor het Eems-Dollard modelgebied een jaarlijkse atmosferische (totaal-)kwikdepositie van ongeveer 87 kg. Het model wordt sinds 1989 gebruikt om de relatie tussen de uitstoot van stoffen in Europa enerzijds en de concentratie of depositie van die stoffen anderzijds op de schaal van Nederland te bepalen. Hierbij wordt onder andere rekening gehouden met de aanwezige puntbronnen van de betreffende stof, de windrichting en het gedrag van de stof in de atmosfeer. Het OPS-Pro model gebruikt als inputparameter alle bij de Emissieregistratie bekenden bronnen van kwik in Nederland en Europa. De gegevens uit de Emissieregistratie worden als best beschikbare en geaccepteerde gegevens beschouwd (TNO, Deltares en PBL, 2014).

6.3.4

VALIDATIE VAN HET MODEL

De door het model berekende achtergrondconcentraties zijn vergeleken met bekende metingen in het EemsDollard estuarium en met algemene informatie uit de literatuur. Hieruit trekken wij de volgende conclusies over de betrouwbaarheid en geschiktheid van het model:

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

41




Het model is goed in staat om de totaal-kwikconcentraties in de waterkolom te berekenen. De verdeling tussen de opgeloste en de aan deeltjes gebonden fracties (de zogeheten ‘partitiecoëfficiënt’) komt overeen met algemeen bekende waarden. Het ruimtelijk patroon vertoont een gradiënt die wordt bepaald door de hogere concentratie in de Eems en de lagere concentratie op de Noordzee. Dit komt overeen met de verwachting. Het gehanteerde D-WAQ waterkwaliteitsmodel is goed bruikbaar voor deze studie.



De met het model berekende concentraties komen goed overeen met de metingen van Rijkswaterstaat bij de twee meetpunten Bocht van Watum en Huibertgat Oost en derhalve ook op de raai tussen deze punten. Echter, de validatieset is bij gebrek aan meer meetpunten klein. De betrouwbaarheid van het model ten aanzien van de berekende concentraties neemt daardoor af naarmate de afstand tot de as Bocht van Watum – Huibertgat groter wordt. Dit maakt het model niet minder bruikbaar, omdat de hoogste achtergrondconcentraties en ook de hoogste toename door de uitstoot uit de RWE-centrale juist rond deze as worden gemeten. Bovendien is het model consequent gehanteerd en zijn de toenames door de RWE-centrale als relatieve maat wél betrouwbaar. Buiten de as zijn de concentraties lager en neemt de invloed van de RWE-centrale snel af. De kans op (bio)accumulatieeffecten is derhalve het grootst op genoemde as, daarbuiten neemt de kans al snel af.

Afbeelding 19: Vergelijking van gemeten (symbolen) en berekende (lijn) daggemiddelde kwikconcentratie in zwevend slib op locatie Bocht van Watum.



Als maat voor de sedimentkwaliteit is de kwikconcentratie van zwevend slib gehanteerd. Uit de metingen van Rijkswaterstaat in de Bocht van Watum blijkt dat de kwaliteit van zwevend slib en de kwaliteit van het sediment gelijk/vergelijkbaar zijn (zie afbeeldingen 8 en 9). Ook uit de literatuur, blijkt dat in hoog-dynamische systemen, met veel uitwisseling tussen water en sediment zoals in de EemsDollard, de kwaliteiten gelijk/vergelijkbaar zijn (zie bijvoorbeeld Jin & Liebezeit, 2013).

42

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief




Uit de validatie van het model blijkt dat de atmosferische depositie én de partitiecoëfficiënt de belangrijkste onzekerheden in de modelaanpak zijn. Zoals beschreven in hoofdstuk 4, blijkt dat de snelle re-emissie van zojuist gedeponeerd kwik hoog is, tot wel 100 %. Dit resulteert in een lage (netto) atmosferische depositie op het zeewater. Vanuit een worst-case benadering zijn wij er echter in de basisberekening van uitgegaan dat de snelle re-emissie niet optreedt. Om te zien of dit een belangrijke factor is zijn alle berekeningen óók uitgevoerd met een gevoeligheidsberekening met een 75% reductie van de netto atmosferische depositie door re-emissie (zowel de snelle re-emissie op het wateroppervlak als de langzamere re-emissie vanuit de wadplaten), dus met een effectieve depositie van 25 % (van zowel de achtergronddepositie als van de bijdrage vanuit de RWE-centrale). De verschillen zijn echter klein. Atmosferische depositie, al dan niet met veel re-emissie, blijkt derhalve slechts een relatief gering effect te hebben op de concentraties in het zeewater. Anders gezegd: de directe emissie uit de ABI naar het water levert een belangrijkere bijdrage aan de toename van de kwikconcentratie in het zeewater dan de atmosferische depositie. De in deze studie gepresenteerde basisberekeningen zijn overigens, los van deze gevoeligheidsanalyses, gewoon met 100 % depositie (0 % re-emissie) uitgevoerd. Gevoeligheidsberekeningen zijn ook uitgevoerd voor andere verhoudingen tussen in zeewater opgelost kwik versus kwik dat zich heeft gebonden aan het zwevende slib in de waterkolom. Daarvoor is de ‘partitiecoëfficiënt’ met een factor 2 verhoogd, resulterend in een hogere concentratie van opgelost kwik en een lagere concentratie van slibgebondenkwik (PHg). Ook hiervan bleek het verschil in toename tussen de gevoeligheidsberekeningen gering. De in deze studie gepresenteerde basisberekeningen zijn daarom gewoon met een normale partitiecoëfficiënt 6 uitgevoerd.

De uitkomst van de validatie is dat de berekende toename relatief ongevoelig is voor de aanname van de modelparameters. De berekende toename is daarom betrouwbaar.

6.4 


Het model is goed bruikbaar en voldoende betrouwbaar voor het voorspellen van de toename van de bestaande kwikconcentraties door de emissies vanuit de RWE-centrale over het gehele modelgebied, alsmede voor de regionale spreiding van die toe- en afnames.



Het model is ook goed bruikbaar voor het voorspellen van de feitelijke concentraties van kwik in het zeewater. De betrouwbaarheid is het grootst op de as van de Bocht van Watum naar het meetpunt Huibertgat Oost (bij Borkum). Dit is ook het gebied waar de grootste achtergrondconcentraties én de grootste toename vanuit de RWE-centrale worden berekend.



Voor gehalten in het sediment wordt in deze studie gebruik gemaakt van de kwikconcentraties in het zwevend slib. Uit metingen én uit de literatuur blijkt dit een betere voorspeller te zijn van de concentraties in het sediment dan modelmatig berekende waarden. Omdat de kwikconcentraties in het zwevend slib bekend zijn kunnen vanuit het model uitspraken worden gedaan over relatieve veranderingen van het kwikgehalte in het sediment.

6

KD. Deze is voor Hg(II) = 0,1 m3/g droge stof en voor methylkwik = 0,009 m3/g droge stof.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

43


7

Huidige kwikconcentraties en toename door de centrale van RWE 7.1

INLEIDING

De modeluitkomsten zijn door Deltares zowel als jaargemiddelde als ook als daggemiddelde berekend. De laatste berekeningen geven een beeld van de spreiding over het jaar. De berekeningen zijn gedaan voor alle 5.128 cellen uit het modelgrid. In deze paragraaf presenteren wij daarvan de volgende selectie: 1. Jaargemiddelde concentraties in het zeewater voor 16 monitoringspunten uit het modelgrid en 7 punten waarvan bekend is dat zich daar een mosselbank bevindt. Voor deze situatie presenteren wij de scenario’s 1 en 2 (die zich onderscheiden door verschillende fractioneringen van de diverse kwikvormen) , zonder re-emissie, zowel met als zonder de bijdrage van RWE. De mosselbanken zijn toegevoegd omdat een aantal soorten juist daar voorkomen, zoals de mossel en de scholekster. 2. Als 1, maar nu als relatieve toename als gevolg van de bijdrage van RWE 3. Regionale spreiding van de concentraties in het zeewater op een dag in het voorjaar (1 maart 2012), als de kwikconcentraties het hoogst zijn.

Afbeelding 20 geeft de ligging weer van de 16 monitoringspunten en de 7 geselecteerde mosselbanken uit het modelgrid.

44

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Afbeelding 20: Selectie van 16 monitoringspunten uit het modelgrid (loc 1 t/m 16) en mosselbanken (M1 t/m M7). Enkele modelpunten komen overeen met de meetpunten van Rijkswaterstaat: Loc1 = Huibertgat Oost, 2 t/m 4 vormen samen het meetpunt ‘Bocht van Watum’.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

45


7.2

ABSOLUTE KWIKCONCENTRATIES IN HET ZEEWATER EN HET SEDIMENT

7.2.1

TOTAAL-KWIK IN HET ZEEWATER

Afbeelding 21: Berekende concentraties van totaal-kwik in het zeewater (in µg/liter) op de 16 monitoringspunten uit het modelgrid (1 t/m 16) en voor de 7 geselecteerde mosselbanken (M1 t/m M7). Punt 1 = Huibertgat Oost (nabij Borkum), punten 2 t/m 4 = Bocht van Watum (tussen Delfzijl en Eemshaven), punten 5 t/m 10 = Noordzee, punten 11 en 12 = Nederlandse Waddenzee, punt 13 = Duitse Wad boven de Eemshaven, punt 14 = Dollard, punten 15 en 16 nabij de Eemshaven . M1 t/m M3 = Nederlandse Waddenzee, M4 = Duitse Wad boven de Eemshaven, M5 = Bocht van Watum, M6 = Groote gat (Dollard) en M7 is Duitse Wad onder Juist.

Conclusies: 

De berekende waarden van conservatieve scenario (scenario 1 = blauw) liggen zoals verwacht – met en zonder RWE – hoger dan die van scenario 2 (rood), maar de verschillen zijn klein.



De hoogst berekende waarden liggen op circa 0,015 µg/liter in de Dollard (scenario 1, met en zonder RWE). De orde van grootte stemt goed overeen met gemeten waarden in de Bocht van Watum.



De toename als gevolg van de emissies van de RWE-centrale is over de hele linie uiterst gering (de driehoekjes liggen steeds op dezelfde hoogte als de open rondjes).

7.2.2

AAN SLIB GEBONDEN HG(II) IN ZEEWATER EN IN HET SEDIMENT

Zoals onderbouwd in paragraaf 6.3.4 kan de concentratie van aan slib gebonden tweewaardig kwik, ofwel particulair Hg(II), worden gelijkgesteld aan de waarden in de bovenste lagen van de wadbodem (het sediment).

46

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Afbeelding 22: Berekende concentraties van aan slib gebonden tweewaardig kwik, ofwel particulair Hg(II), (in µg/gram slib) op de 16 monitoringspunten uit het modelgrid (1 t/m 16) en voor de 7 geselecteerde mosselbanken (M1 t/m M7). Deze waarden kunnen worden gelijk gesteld aan de waarden in de bovenste lagen van het sediment. Punt 1 = Huibertgat Oost (nabij Borkum), punten 2 t/m 4 = Bocht van Watum (tussen Delfzijl en Eemshaven), punten 5 t/m 10 = Noordzee, punten 11 en 12 = Nederlandse Waddenzee, punt 13 = Duitse Wad boven de Eemshaven, punt 14 = Dollard, punten 15 en 16 nabij de Eemshaven . M1 t/m M3 = Nederlandse Waddenzee, M4 = Duitse Wad boven de Eemshaven, M5 = Bocht van Watum, M6 = Dollard en M7 is Duitse Wad onder Juist.

De conclusies zijn: 

De Hg(II) concentraties in het slib en in het sediment zijn – met en zonder RWE – het hoogst in de Bocht van Watum



De maximale berekende waarde is 0,11 µg per gram slib en sediment



De berekende concentraties in de Noordzee en de Nederlandse Waddenzee liggen in de orde van 0,03 µg per gram slib of sediment



De berekende concentraties in de Duitse Waddenzee liggen in de orde van 0,06 µg per gram slib of sediment



De toename in het slib en het sediment als gevolg van de emissies van de RWE-centrale is over de hele linie uiterst gering (de driehoekjes liggen steeds op dezelfde hoogte als de open rondjes).

7.2.3

AAN SLIB GEBONDEN METHYLKWIK IN ZEEWATER EN SEDIMENT

De concentratie van aan slib gebonden methylkwik, ofwel particulair methylkwik, kan worden gelijkgesteld aan de waarden in de bovenste lagen van de wadbodem (het sediment).

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

47


Afbeelding 23: Berekende concentraties van aan slib gebonden methylkwik, ofwel particulair MethylHg, (in µg/gram slib, let op de exponent -4 boven in de grafiek) op de 16 monitoringspunten uit het modelgrid (1 t/m 16) en voor de 7 geselecteerde mosselbanken (M1 t/m M7). Deze waarden kunnen worden gelijk gesteld aan de waarden in de bovenste lagen van het sediment. Punt 1 = Huibertgat Oost (nabij Borkum), punten 2 t/m 4 = Bocht van Watum (tussen Delfzijl en Eemshaven), punten 5 t/m 10 = Noordzee, punten 11 en 12 = Nederlandse Waddenzee, punt 13 = Duitse Wad boven de Eemshaven, punt 14 = Dollard, punten 15 en 16 nabij de Eemshaven . M1 t/m M3 = Nederlandse Waddenzee, M4 = Duitse Wad boven de Eemshaven, M5 = Bocht van Watum, M6 = Dollard en M7 is Duitse Wad onder Juist.


De concentraties methylkwik in het slib en in het sediment zijn – met en zonder RWE – opnieuw het hoogst in de Bocht van Watum



De maximale berekende waarde is – met en zonder RWE – 0,00065 µg per gram slib of sediment



De waarden in de Nederlandse Noordzee en Waddenzee liggen – met en zonder RWE – in de orde van 0,00005 µg/gram slib of lager. Dat is een factor 10 lager dan in de Bocht van Watum



De waarden in de Duite Waddenzee liggen – met en zonder RWE – in de orde van 0,00045 µg per gram slib of sediment.



De toename in het slib en het sediment als gevolg van de emissies van de RWE-centrale zijn over de hele linie uiterst gering (de driehoekjes liggen steeds op dezelfde hoogte als de open rondjes).

7.3

RELATIEVE TOENAME ALS GEVOLG VAN DE RWE-CENTRALE

Hierboven is reeds de conclusie getrokken, afgaande op de afbeeldingen 21 t/m 23, dat voor alle drie verschijningsvormen van kwik de toename als gevolg van de RWE-centrale gering is. Hieronder presenteren wij de relatieve toename grafisch.

48

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


7.3.1

TOTAAL-KWIK IN HET ZEEWATER

Afbeelding 24: Berekende relatieve toename van de concentraties van totaal-kwik in het zeewater. Punt 1 = Huibertgat Oost (nabij Borkum), punten 2 t/m 4 = Bocht van Watum (tussen Delfzijl en Eemshaven), punten 5 t/m 10 = Noordzee, punten 11 en 12 = Nederlandse Waddenzee, punt 13 = Duitse Wad boven de Eemshaven, punt 14 = Dollard, punten 15 en 16 nabij de Eemshaven . M1 t/m M3 = Nederlandse Waddenzee, M4 = Duitse Wad boven de Eemshaven, M5 = Bocht van Watum, M6 = Dollard en M7 is Duitse Wad onder Juist.


De concentraties kwik in het zeewater nemen door de RWE-centrale maximaal 1,8 % (zie afbeelding 24) toe in het conservatieve scenario en maximaal 1,5 % in scenario 2.



De hoogste relatieve toename als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale is nabij de Eemshaven, gevolgd door het Duitse Wad boven de Eemshaven en in de Dollard (overigens bij veel lagere concentraties).

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

49


7.3.2

AAN SLIB GEBONDEN HG(II) IN ZEEWATER EN IN HET SEDIMENT

Afbeelding 25: Berekende relatieve toename van de concentraties van aan slib gebonden tweewaardig kwik (Hg(II)) in het zeewater en in het sediment. Punt 1 = Huibertgat Oost (nabij Borkum), punten 2 t/m 4 = Bocht van Watum (tussen Delfzijl en Eemshaven), punten 5 t/m 10 = Noordzee, punten 11 en 12 = Nederlandse Waddenzee, punt 13 = Duitse Wad boven de Eemshaven, punt 14 = Dollard, punten 15 en 16 nabij de Eemshaven . M1 t/m M3 = Nederlandse Waddenzee, M4 = Duitse Wad boven de Eemshaven, M5 = Bocht van Watum, M6 = Dollard en M7 is Duitse Wad onder Juist.


De concentraties aan het slib gebonden tweewaardig kwik (Hg(II) in het zeewater en in het sediment nemen door de RWE-centrale maximaal 1,7 % toe in het conservatieve scenario en maximaal 1,5 % toe in het andere scenario.



De hoogste relatieve toename is ook nu weer nabij de Eemshaven, gevolgd door het Duitse Wad boven de Eemshaven en in de Dollard (overigens bij veel lagere concentraties).

50

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


7.3.3

AAN SLIB GEBONDEN METHYLKWIK IN ZEEWATER EN SEDIMENT

Afbeelding 26: Berekende relatieve toename van de concentraties van aan slib gebonden methylkwik in het zeewater en in het sediment. Punt 1 = Huibertgat Oost (nabij Borkum), punten 2 t/m 4 = Bocht van Watum (tussen Delfzijl en Eemshaven), punten 5 t/m 10 = Noordzee, punten 11 en 12 = Nederlandse Waddenzee, punt 13 = Duitse Wad boven de Eemshaven, punt 14 = Dollard, punten 15 en 16 nabij de Eemshaven . M1 t/m M3 = Nederlandse Waddenzee, M4 = Duitse Wad boven de Eemshaven, M5 = Bocht van Watum, M6 = Dollard en M7 is Duitse Wad onder Juist.


De concentraties aan slib gebonden methylkwik in het zeewater en in het sediment nemen door de RWEcentrale maximaal 1 % toe in het conservatieve scenario en maximaal 0,8 % toe in scenario 2



De hoogste relatieve toename is aan de Noordzeezijde van Borkum. Hier is de absolute concentratie overigens zeer laag.



Relatief hoge toenames zijn er ook op andere plaatsen rond Borkum, zoals in het Huibertgat Oost (punt 1) en het Wad boven de Eemshaven (M4) en onder Juist (M7). Ook in het Huibertgat Oost is de absolute concentratie zeer laag, bij de mosselbank onder Borkum middel-hoog.

7.4

REGIONALE SPREIDING

7.4.1

ABSOLUTE CONCENTRATIES IN HET VOORJAAR

In het voorjaar is de kwikconcentratie in het Eems-Dollard estuarium het hoogst. Afbeelding 27 toont de berekende situatie op 2 maart 2012.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

51


Afbeelding 27: Spreiding van de kwikconcentraties (totaal-kwik) in het modelgebied in het voorjaar (1 maart 2012), zonder de bijdrage van RWE. De verschillen in de gradiënt van Emden naar de Noordzee zijn zo groot dat het voor de zichtbaarheid van relatief lage concentraties nodig was om een logaritmische schaal toe te passen. De x-as toont …, de yas toont …

52

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Afbeelding 28: Dezelfde situatie als in afbeelding 27, maar nu inclusief de bijdrage vanuit de RWE-centrale. Ook nu weer is een logarithmische schaal toegepast om de lage concentraties in de monding van het estuarium zichtbaar te houden. De X- en de Y-as tonen de coördinaten .


De bestaande kwikconcentraties in het Eems-Dollard estuarium worden vooral door de aanvoer via de rivier de Eems bepaald



Dit patroon verandert niet als de bijdrage van de RWE-centrale er aan wordt toegevoegd.

7.4.2

RELATIEVE TOENAME DOOR DE RWE-CENTRALE

Om de verschillen tussen afbeelding 27 en afbeelding 28 in beeld te brengen heeft Deltares ook de procentuele toename als gevolg van de RWE-centrale berekend, voor de verschillende verschijningsvormen van kwik in het zeewater en in het sediment. Afbeelding 29 toont dit voor het scenario 1 en afbeelding 30 voor scenario 2.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

53


Afbeelding 29: Toename in procenten van de kwikconcentraties (in verschillende verschijningsvormen) als gevolg van de RWE-centrale in het conservatieve scenario (scenario 1). In dit scenario is voor de atmosferische depositie (zowel achtergrond als RWE) de verhouding Hg0: 50%, Hg(II): 40% en methyl-kwik: 10% genomen. De plaatjes tonen de toename als gevolg van alle kwik vanuit de centrale (dus zowel via de lozing naar het water als via de atmosferische depositie).


De toename door de RWE-centrale is voor de verschillende verschijningsvormen in het conservatieve scenario nergens groter dan 2 %.



De toename is het hoogst bij de Eemshaven.



Met uitzondering van Hg0 zijn de patronen zijn voor alle andere kwik-componenten in grote lijnen identiek.

NB. Een relatief hoge toename mag niet worden verward met een hoge concentratie.

54

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Afbeelding 30: Toename in procenten van de kwikconcentraties (in verschillende verschijningsvormen) als gevolg van de RWE-centrale in scenario 2. In dit scenario is voor de atmosferische depositie (zowel achtergrond als RWE) de verhouding Hg0: 90%, Hg(II): 8% en methyl-kwik: 2% genomen. De plaatjes tonen de toename als gevolg van alle kwik vanuit de centrale.


De toename van Hg(II) en totaal-kwik door de RWE-centrale is ook in het andere scenario nergens groter dan 2 %.



De toename van methylkwik is in dit scenario nergens groter dan 1 %



De patronen zijn voor alle kwik-componenten in grote lijnen identiek aan die in afbeelding 29.

NB. Een relatief hoge toename mag niet worden verward met een hoge concentratie.

7.5


Uit het bovenstaande kunnen de volgende conclusies worden getrokken die voor het beoordelen van de emissies vanuit de RWE-centrale van belang zijn: 

De grootste toename van de kwikconcentraties als gevolg van de RWE-centrale vinden plaats in het Eems-Dollard estuarium, vooral in de directe omgeving van de Eemshaven.



Aan de randen worden geen relevante veranderingen waargenomen door de toevoeging van de kwik emissies vanuit de RWE-centrale.



De toename van de diverse componenten van kwik in het zeewater (‘de waterkolom’) en in het sediment als gevolg van de RWE-centrale is nergens hoger dan 2 % (afbeeldingen 29 en 30).

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

55


8

Modellering van de bioaccumulatie 8.1

INLEIDING

Zoals aangegeven in afbeelding 1 hebben wij in deze studie over de effecten van kwikemissies gekozen voor de combinatie van een literatuurstudie en de inzet van enkele rekenmodellen. Daarmee doen wij uitspraken over de bioaccumulatie7 bij kleine concentratietoenames van kwik bij soorten uit de relevante Natura 2000gebieden. Voor deze studie maakten wij gebruik van de volgende modellen: 

Een bioaccumulatiemodel waarmee concentraties van kwik in verschillende diersoorten van verschillende trofieniveaus worden berekend



General Lineair Modelling (GLM) voor het berekenen van kwikconcentraties in weefsels in tweekleppigen en vissen



Een species sensitivity distribution model (SSD) voor het bepalen van het risico van kwik voor het mariene ecosysteem

Hieronder volgen beknopte beschrijvingen van de drie modellen. De resultaten rapporteren wij in hoofdstuk 9.

8.2

INTERPRETATIE VAN DE MODELLEN

Het gebruik van modellen is altijd een zo goed mogelijke benadering van de werkelijkheid. Modellen hebben echter de eigenschap zeer gedetailleerde uitkomsten te berekenen. Het is belangrijk te beseffen dat deze uitkomsten een benadering zijn van de werkelijkheid. De berekende waarden dienen derhalve vooral als betrouwbare indicatie te worden beschouwd voor de orde van grootte en voor de relaties tussen de verschillende factoren.

8.3

WERKWIJZE

Ten behoeve van de modellering van bioaccumulatie hebben wij allereerst uitvoerig literatuuronderzoek gedaan naar kengetallen voor aan kwik gerelateerde processen in organismen. Het literatuuronderzoek is zowel in Nederland als in de Verenigde Staten uitgevoerd, omdat daarmee een bredere toegang tot de literatuur en tot beschikbare databases werd bereikt.

7

In de wetenschappelijke literatuur wordt ‘bioaccumulatie’ gebruikt als term voor zowel opname via water/sediment als

voedsel. Opname uit water wordt ‘bioconcentratie’ genoemd.Stapeling in voedselketen, dus opname via voedsel wordt ‘biomagnificatie’ genoemd. Voor de leesbaarheid kiezen wij er voor om één term voor beide stappen te gebruiken: de term bioaccumulatie gebruiken wij zowel voor de bioconcentratie als voor biomagnificatie.

56

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

57


De literatuurstudie was gericht op het vinden van kengetallen in de literatuur over: 

Toxiciteit van kwik



Gevoeligheid van relevante organismen voor kwik



Opname en uitscheiding van kwik



Kwikgehalten in organen, bloed, veren, eieren



Bioconcentratiefactoren, biomagnificatiefactoren en bioaccumulatiefactoren



Effectdrempels (NOEC’s en LOEC’s8)

Een belangrijke bron is de ECOTOX database, van de (Amerikaanse) Environmental Protection Agency (USEPA). Hierin staan onder meer alle toxiciteitsgegevens van eerder uitgevoerde experimenten. Voorbeelden van relevante data zijn de LC50- en de NOEC-gegevens. LC50 data bevatten de concentraties waarbij 50% van de blootgestelde organismen sterft (LC staat voor Lethal Concentration). NOEC-gegevens leveren de hoogste concentratie waarbij geen effect kon worden vastgesteld (No Observed Effect Concentrations). Wij hebben de LC50- en NOEC-data gebruikt van organismen die voorkomen in de Waddenzee, de Noordzee en/of het Eems-Dollard estuarium. Waar in de literatuur dergelijke gegevens ontbraken kozen wij voor de meest verwante buitenlandse soorten. Daarnaast hebben wij ook diverse specifieke kengetallen verzameld voor relevante soorten (o.a. scholekster, visdief). Deze kengetallen hebben wij gebruikt voor het bouwen en calibreren van drie accumulatiemodellen. Deze worden verderop in dit hoofdstuk besproken.

8.4

MODELSOORTEN

Wij hebben de bioaccumulatiemodellen opgemaakt voor een aantal modelsoorten die allen kenmerkend zijn voor de relevante Natura 2000 gebieden . Elk van deze modelsoorten staat ‘model’ voor een bredere groep diersoorten. Gezamenlijk representeren de modelsoorten alle trofie-lagen van het ecosysteem, van het lage niveau van de planktoneters tot de top-predatoren zeehond en bruinvis. Dit betekent tevens dat als er wel of geen effecten worden gevonden voor de modelsoorten, dan wordt hetzelfde waarschijnlijk geacht voor de overige soorten in die groep. Bioaccumulatie is in deze studie gemodelleerd voor de volgende modelsoorten:

Tabel 7:. Soorten die in deze studie voor kwikaccumulatie zijn gemodelleerd en de soorten waarvoor deze ‘model’ staan. Modelsoort:

Staat model voor:

Mossel

Alle schelpdieren die leven van plankton in het zeewater

Zandzager

Alle lagere dieren die in de wadbodem leven

Haring

Alle vissen die zich voeden met plankton uit het zeewater (pelagische soorten).

Bot

Alle vissen die zich voeden met lagere dieren uit het sediment (benthische soorten).

Visdief

Alle vogels die leven van kleine vissen

Scholekster

Alle vogels die zich voeden met schelpdieren

Gewone zeehond

Toppredator, staat ook model voor grijze zeehond

Bruinvis

Toppredator

8

58

NOEC: No Observed Effect Concentrations; LOEC: Lowest Observed Effect Concentrations

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


De zandzager Alitta virens (Nereis virens) staat model voor alle organismen die zich voeden met organisch materiaal in het sediment. Alitta en de nauw verwante veelkleurige zeeduizendpoot Nereis diversicolor worden als ze klein zijn veel gegeten door bodembewonende vissen en wormenetende vogels. Beide soorten zijn borstelwormen met een mobiele levensstijl. De wormen eten algen en micro-organismen en hoewel zij ook kunnen zwemmen leven zij vooral in het sediment. De zandzager is te vinden in de Noordzee tot het arctische gebied, de Noord-Atlantische Oceaan en de Noordelijke Stille Oceaan, tot op 91 m diepte. De soort komt ook in de gehele Waddenzee voor. De levensduur ligt tussen de 2 en de 6 jaar en is afhankelijk van de predatie en de abiotische omstandigheden ter plaatse. De mossel staat model voor alle schelpen andere (week)dieren die zich voeden met plankton dat in het zeewater zweeft, de zogeheten ‘filter-feeders’. Om dat te doen verpompt de mossel grote hoeveelheden zeewater door zijn kieuwen. Mosselen zijn daarnaast belangrijk stapelvoedsel voor diverse vis- en vogelsoorten. Weekdieren en met name filterfeeders staan in direct contact met eventuele contaminanten in het milieu en worden vaak gebruikt in studies naar bioaccumulatie of als bioindicator (Martin et al. 1981; Zatta et al. 1992; Phillips 1995; Gunther et al. 1999; Duchemin et al. 2008; Rault et al. 2013). Bioaccumulatie omvat zowel de opname uit de abiotische (water, bodem) als biotische omgeving (voedsel) (Gray 2002). Als filterfeeder zal de mossel in aanraking komen met kwik in de waterkolom, waarbij het kwik tijdens het filterproces opgenomen kan worden. . Omdat mossels worden gegeten door dieren hoger in de voedselketen is het een belangrijke link tussen kwik in het milieu en kwik in hogere trofische niveaus. Een mossel heeft een mobiele larvale fase, wordt (als ze niet worden gegegeten of gevangen) gemiddeld 7 jaar. De haring staat in deze studie model voor alle (pelagische) rondvissen die zich op verschillende diepten in de waterkolom bewegen en die hun voedsel vooral betrekken uit plankton. Voor deze soorten is de kwikconcentratie in het zeewater en het voedsel van belang. De haring vormt zelf een belangrijke voedselbron voor visetende vogels en zeezoogdieren als zeehonden en bruinvissen. De haring kan wel 25 jaar oud worden maar wordt gewoonlijk veel eerder weggevangen voor onder meer menselijke consumptie. De bot is een platvis die langs de hele Europese kust voorkomt in zowel brak als zout water. Het is een echte bodembewoner die zich voedt met prooidieren die op of in de zeebodem leven (zg. ‘benthische soorten’) zoals garnalen, borstelwormen, schelpdieren en kleine visjes. De bot staat in deze studie model voor alle vissoorten die hun voedsel van de bodem betrekken (benthische vissen). Voor deze soorten is de kwikconcentratie in het sediment van belang. De bot vormt zelf een belangrijke voedselbron voor visetende vogels en zeezoogdieren als zeehonden. Het dier brengt een groot deel van zijn leven door op de bodem van de Waddenzee, met een voorkeur voor de brakke estuaria en riviermondingen. De soort kan in theorie 15 jaar oud worden, maar veel botten bereiken die leeftijd niet. ’s Winters trekt een volwassen bot van de Waddenzee naar het diepere, warmere water in de Noordzee, waar in het voorjaar wordt gepaaid. Daarna trekt de bot weer naar de Waddenzee. De larven drijven na het uitkomen vanuit de Noordzee ook de Waddenzee binnen. Als de larven 7 tot 10 mm lang zijn, trekken vele naar het enigszins brakke water van het IJsselmeer of de benedenloop van rivieren. Als de bot ongeveer drie jaar oud is en rond de 25 cm lang, wordt de soort geslachtsrijp en trekt weer naar de zee. In de winter eet en groeit de bot bijna niet. De scholekster staat in deze studie model voor alle schelpdier etende vogels in het waddengebied. Deze soort, een steltloper, foerageert op schelpdieren, wormen en krabben. Scholeksters hebben een grote mate van voedselspecialisatie. Het foerageren gebeurt in het Waddengebied gewoonlijk tijdens laag water op droogvallende platen en mosselbanken. Bij hoog water verzamelen de scholeksters zich op zogeheten hoogwatervluchtplaatsen. De visdief staat hier model voor alle visetende soorten. De visdief is een trekvogel uit de familie van sterns, welke voornamelijk jaagt op vis. Het is een zichtjager die zijn prooi vangt door een duikvlucht uit de lucht te

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

59


maken en de vis uit het water te pakken. De visdief broedt in Nederland en trekt tijdens de wintermaanden naar het zuiden, onder meer naar het zuidelijke gedeelte van Afrika. Het broedseizoen loopt van half mei tot eind augustus. Daarbuiten is de soort afwezig. De gewone zeehond staat model voor de beide toppredatoren gewone zeehond en grijze zeehond. Beide zoogdierenkomen in de Nederlandse en Duitse Waddenzee en Noordzee voor. De Nederlandse dieren maken deel uit van de zogenaamde Waddenzeepopulatie. Het verspreidingsgebied van deze populatie bevindt zich tussen Esbjerg (Denmarken) en Den Helder. De soort komt ook voor in het Eems-Dollard estuarium. De gewone zeehond is van beide soorten de meest voorkomende soort in de Nederlandse en Duitse Waddenzee. De zeehond jaagt op vis in open water en rust op droogvallende platen en stranden. De gemiddelde levensduur is 25 tot 30 jaar. De bruinvis staat in deze studie vooral model voor zichzelf. Het is, net als de zeehonden, een toppredator. De bruinvis is de meest voorkomende walvisachtige in de Nederlandse en Duitse Noordzee, maar komt ook (beperkt) in de Waddenzee voor en incidenteel in het Eems-Dollard estuarium. Het is een tandwalvis die voornamelijk jaagt op verschillende soorten vis en ongewervelden. Deze kleine walvisachtige leeft alleen of in kleine groepjes. Rond Nederland komt de bruinvis vooral in het vroege voorjaar voor. Bruinvissen kunnen ouder dan 20 jaar worden maar worden gemiddeld niet ouder dan 12. Bruinvissen eten vooral vis, maar worden door sommige auteurs beschreven als opportunisten, met een breder voedselspectrum.

8.5

HET BIOACCUMULATIEMODEL

8.5.1

INLEIDING

Bioaccumulatiemodellen zijn een gangbare werkwijze onder ecotoxicologen om inzicht te krijgen in de mate waarin stoffen zich ophopen in organismen, onder meer in het veelgebruikte Leerboek oecotoxicologie van Van Straalen en Verkleij uit 1991. Zie ook Newman & Jagoe (1996). De modellen hebben wij toegepast voor de gekozen modelsoorten. De resultaten van de berekeningen met deze modellen zijn opgenomen in hoofdstuk 10.

8.5.2

THEORETISCHE ACHTERGROND

Met een bioaccumulatiemodel kan op basis van de concentraties in het water, het sediment of het voedsel worden bepaald hoeveel kwik er in het weefsel van een sleutelorganisme terecht komt. Toetsing van de uitkomsten van een dergelijk model aan (wetenschappelijke) gegevens over effecten geeft inzicht in de effecten van het kwik. De uitkomsten van het model kunnen ook worden vergeleken met ecologische normen, voor zover deze bestaan. Het model heeft de volgende vorm:

Daarbij is

60

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


dCin  k1 * Cout  k 2 * Cin dt Waarin Cin = interne concentratie Cout = concentratie in het water K1 = opnameconstante K2 = eliminatieconstante t = tijd 

De interne concentratie wordt uitgedrukt in een gewichtseenheid kwik (bv µg) per eenheid lichaamsgewicht van het organisme (bv mg drooggewicht).



De externe concentratie wordt uitgedrukt in g/l (water).



De opname constante wordt uitgedrukt in liter per tijdseenheid en gewichtseenheid organisme.



De eliminatie constante wordt uitgedrukt in liter per tijdseenheid.

De bioconcentratiefactor (BCF) heeft een relatie met de opname- en eliminatie constanten K1 en K2 (Haenen, van der Tol-Bakker & Schobben, 1993):

De BCF kan als volgt worden berekend, waarbij de eenheden zo nodig aangepast kunnen worden aan de omgeving en hoeveelheid:

Directe opname uit water zal een (zeer) belangrijke rol spelen bij filterfeedende organismen als mosselen en sommige vissen. Bij veel vissen zit tussen de concentratie in het water en de concentratie in de vis de tussenstap van concentratie in het gegeten plankton of slijkgarnaaltjes e.d. Daarvan zijn betrouwbare metingen niet voorhanden, maar die zijn er wel van metingen in water en sediment ter plaatse van de gevangen vissen. Het principe is ook toepasbaar op directe opname uit sediment. In plaats van de bioconcentratiefactor spreekt men in dat geval over de BSAF, de biota-sediment accumulatie factor. Dit is van toepassing voor de zandzager. Voor de vogels en zeezoogdieren wordt een gelijk principe gehanteerd (concentratietoename per dag is het verschil tussen de opname en de eliminatie), waarmee niet meer via de interne concentraties wordt gerekend, maar met de hoeveelheid kwik in het totale lichaam (body burden).

8.5.3

CALIBRATIE EN VALIDATIE

De concentraties in het dier zullen steeds neigen naar een evenwicht met de concentraties in de omgeving. De modeluitkomsten laten dat ook zien, waarbij de evenwichtssituatie bij sommige soorten al na een paar dagen wordt bereikt (bijvoorbeeld mossel) en bij andere, langlevende soorten pas na ruim een jaar.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

61


Dat het model goed op de gemeten waarden kan worden gecalibreerd blijkt uit het modelresultaat in afbeelding 31. Hierbij is uitgegaan van de opgeloste fractie totaal-kwik bij de Bocht van Watum. Deze bedraagt ongeveer 0.0011 µg/l, met kleine verschillen over de jaren. Wanneer deze concentratie wordt opgelegd aan het model is het model na circa drie dagen in evenwicht en worden de interne mosselconcentraties goed gereproduceerd.

Afbeelding 31: Modelberekening van de concentratie van totaal-kwik in mosselen in de Bocht van Watum en gemeten waarden op dezelfde plek. Deze afbeelding laat ook zien dat de concentratie in het model na drie dagen in evenwicht is met de omgeving.

Voor mosselen en bot konden wij onze modeluitkomsten valideren aan de hand van de metingen van kwik in mosselen en bot in de Bocht van Watum (zie afbeeldingen 10 en 11). Onze voor mossel gegenereerde data bleken goed overeen te komen met de gemeten waarden. Voor de bot worden de gehalten door het model iets onderschat (met een factor 2).

8.5.4

UITGANGSPUNTEN BIJ DE TOEPASSING OP MODELSOORTEN

In deze paragraaf verantwoorden we de keuzes die wij voor het bioaccumulatie model hebben gemaakt. Wij leggen uit welke uitgangspunten wij hebben gehanteerd, welke getallen wij hebben ingevoerd en aan welke bronnen wij deze ontleenden. Met deze uitgangspunten en getallen hebben wij onze modellen opgebouwd. Met de aldus ontwikkelde modellen berekenden wij de concentraties (methyl)kwik in diverse organismen, bij een bepaalde concentratie (totaal)kwik in het water of het sediment. De resultaten zelf vermelden wij in hoofdstuk 9.

62

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


8.5.4.1

ZANDZAGER (Alitta virens)

Voor ons model gebruikten wij de door het Delft 3D WAQ voor het zwevend slib berekende kwikconcentraties van de locaties waarvoor het model wordt ingezet. Zoals in hoofdstuk 6 is uitgelegd, geeft dit betrouwbaarder waarden De opnameconstante K1 en de eliminatieconstante K2 van de zandzagers ontleenden wij aan het onderzoekvan Kennedy (2010) waarin K1 en K2 experimenteel werden vastgesteld.

Tabel 8: Opname- en eliminatieconstanten van kwik door zandzagers volgens Kennedy et al. (2010) Verbinding

K1

K2

(g sediment/g weefsel * dag)

(1/dag)

Hg

0.4082 ± 0.1706

0.4432 ± 0.1959

MeHg

0.0678 ± 0.0381

0.8179 ± 0.4727

Onderzoek van (Wang et al. 1998b) laat zien dat bij omstandigheden zoals deze langs kusten voorkomen, in een borstelworm die van sediment leeft (Nereis succinea) de methylkwik bioaccumulatie 5 tot 17% bijdraagt aan de totale kwik accumulatie. De bioconcentratiefactor voor methylkwik gevonden door Sizmur et al. (2013), was 2,2 tot 5,5 keer zo groot als voor totaal kwik. Dit impliceert dat de methylkwik concentraties in borstelwormen 20% - 50% van de totaal concentratie is. Als worst case aanname veronderstellen wij dat het kwik in zandzagers voor 50% uit methylkwik bestaat. Gevoeligheid parameters Door beide parameters van het model met 10% te laten variëren hebben wij de gevoeligheid van het model voor variatie in de parameters onderzocht. Een variatie van 10% leidt tot variatie in de uitkomsten van het model van ook ongeveer 10%. Beide parameters zijn even gevoelig. Dit maakt het model goed bruikbaar voor de hier gekozen toepassing.

Tabel 9: Gevoeligheidsanalyse van het bioaccumulatiemodel voor de zandzager parameter

waarde

variatie

afname (%)

toename (%)

K1

0.41

10%

9

11

K2

0.068

10%

10

10

8.5.4.2

MOSSEL (Mytilus edulis)

Voor ons model gebruikten wij de door het Delft 3D WAQ voor het zeewater berekende kwikconcentraties van de locaties waarvoor het model wordt ingezet. Als waarde voor de opname constante (K1) hebben wij de gemiddelde filtratiesnelheid van de mossel gebruikt, zoals gevonden door Smaal, Vonck & Bakker (1997). De gemiddelde filtratiesnelheid bedraagt volgens deze auters 1.63 liter/uur/g droge mossel. Dit komt overeen met een filtratiesnelheid van 39 liter per etmaal voor een consumptiemossel. Dit ligt in dezelfde orde-grootte als de filtratiesnelheden die door andere auteurs zijn gevonden. Deze liggen op 40 liter per etmaal (Foster-Smith 1975; Schulte 1975). Uit de meetgegevens van kwik (Hg) in mosselen in de Waddenzee van Rijkswaterstaat konden wij een lokale bioconcentratiefactor (BCF) bepalen voor de meetpunten Bocht van Watum en Dantziggat. Dit was mogelijk voor de maand oktober in de jaren 2007, 2008 en 2009. Afbeelding 32 laat de BCF in deze jaren zien.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

63


Wij gebruikten in het model de gemiddelde BCF uit deze metingen, deze is 35. De BCF waarden liggen in dezelfde orde van grootte als gevonden door Calapaj (1973) en Hwang et al. (1993a b).

Afbeelding 32: Bioconcentratiefactor (BCF) voor de mossel op twee locaties in de Waddenzee.

Aan de hand van de relatie tussen de bioconcentratiefactor (BCF), de opnameconstante K 1 en de eliminatieconstante K2 kon ook de eliminatieconstante (K2) worden uitgerekend. Deze is 1.12 . Pan & Wang (2011) hebben in vijf schelpdieren de concentraties kwik en methylkwik gemeten. De verhouding tussen totaal kwik en methylkwik varieerde tussen de 12% en 38%. Als worst-case hebben wij aangehouden dat 50% van het berekende kwik in mosselen methylkwik is. Gevoeligheid parameters Door beide parameters van het model met 10% te laten varieren hebben wij de gevoeligheid van het model voor variatie in de parameters onderzocht. Een variatie in de BCF van 10% leidt tot variatie in de uitkomsten van het model van ook ongeveer 10%. K1 was veel minder gevoelig voor variatie, een verandering van 10% leidde nauwelijks tot een wijziging in de uitkomsten. Dit maakt het model goed bruikbaar voor de hier gekozen toepassing.

Tabel 10: Gevoeligheidsanalyse van het bioaccumulatiemodel voor de mossel. parameter

waarde

variatie

afname (%)

toename (%)

K1

39

10%

<0.1

<0.1

BCF

35

10%

9

11

8.5.4.3

HARING (Clupea harengus)

Als voorbeeld voor de rondvissen in Wadden- en Noordzee hebben wij gegevens gebruikt over de haring (Clupea harengus). Hiermee verkrijgen wij inzicht in de groep dieren die in de waterkolom leven en die zich voeden met vrij zwemmende en zwevende organismen, de zogeheten ‘pelagische soorten’. In ons model is aangenomen dat de haring niet mobiel is, maar het hele jaar op locatie 16 (bij de Eemshaven) verblijft. Dit is op te vatten als een worst case situatie, omdat de haring dit gebied in werkelijkheid slechts

64

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


tijdelijk bezoekt en meestal meer in open zee leeft. In het model zijn de eerste vijf levensjaren van de haring doorgerekend. Haringen kunnen ouder worden, maar worden meestal binnen vijf jaar weggevangen door predatie of voor menselijke consumptie. In ons haringmodel gingen wij uit van een rechtstreekse bioconcentratie van kwik uit zeewater. Rondvissen als haring en wijting leven voornamelijk van plankton. Echter, informatie over kwikconcentraties in plankton is vrijwel afwezig. De literatuur maakt wel melding van bioconcentratie van zeewater naar vissen, zonder de tussenstap van concentratie in het plankton. De bioconcentratiefactor (BCF) die wij hieraan ontleenden kan dus worden beschouwd als de resultante van de opname via het plankton alsmede van de uitscheiding. Aan de hand van gegevens uit Braune (1987) berekenden wij de hoeveelheid water die haringen over hun kieuwen laten stromen. Bij een kleine haring tot ongeveer 15 cm (leeftijd 1 tot 3 jaar) is dit 576 liter water per week, bij een volwassen haring (leeftijd 4-5 jaar) is dit gemiddeld 1.457 liter water per week (75.764 liter per jaar). Met behulp van de kwikconcentraties in zeewater van de locaties waarvoor het model wordt ingezet, zoals berekend door het Delft 3D WAQ, kan vervolgens de opname van kwik worden berekend. De bioconcentratiefactor van totaalkwik en voor methylkwik bij haring ontleenden wij aan Baeyens et. al. (2003) en aan Jongbloed et.al. (1995). Baeyens et. al. leveren concentraties totaal-kwik en methylkwik waaruit voor vijf soorten rondvis een bioconcentratiefactor (BCF) is te berekenen9. De BCF’s voor methylkwik zijn echter veel hoger dan de kwikconcentraties in haringen die in de literatuur worden gevonden. De BCF die Jongbloed et.al. (1995) voor methylkwik noemen levert wel interne concentraties op die overeenstemmen met de literatuur. Deze laatste auteurs geven echter geen BCF voor totaalkwik. Omdat de BCF voor methylkwik van Baeyens et. al. 5,1 maal lager ligt dan die van Jongbloed et. al., deelden wij voor de BCF van totaalkwik het door Baeyens et. al. genoemde getal door 5,1. Als BCF voor totaalkwik gebruikten wij daarom 473. Voor het gewicht van de haring hebben wij de lengtes uit fishbase.org omgerekend naar een gewicht wat leidde tot een jaarreeks: 25 g, 100 g, 150 g, 200 g en het gemiddelde gewicht voor volwassen vissen: 213 g. Bijna al het kwik dat in vissen wordt gevonden is in de vorm van methylkwik (Bloom 1992; Wiener et al. 2003). Daarom gaan wij er worst case vanuit dat alle berekende kwikgehaltes in rondvis voor 100% uit methylkwik bestaan. Gevoeligheid parameters Door de parameters van het model met 10% te laten varieren hebben wij de gevoeligheid van het model voor variatie in de parameters onderzocht. Een variatie van 10% in alle drie parameters leidt tot variatie in de uitkomsten van het model van ook ongeveer 5%. Het model blijkt niet heel gevoelig voor variatie in de parameters. Dat maakt dat de exacte keuze van de parameter de uitkomsten niet in hoge mate beinvloedt. Dit maakt het model goed bruikbaar voor de hier gekozen toepassing.

9

Steenbolk, wijting, kabeljauw, leng en koolvis.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

65


Tabel 11. Gevoeligheidsanalyse van het bioaccumulatiemodel voor de haring Parameter

waarde

variatie

Pompsnelheid

Leeftijdsafhankelijk

Gewicht BCF

8.5.4.4

afname (%)

toename (%)

10%

3.5

4.4


10%

3.9

4.0

473

10%

5.5

6.8

BOT (Platichtys flesus)

Net als voor de haring hebben wij in het model gekozen voor een opname waarbij de bioconcentratiefactor (BCF) wordt gebruikt. Voor het berekenen van de BCF gebruikten wij gegevens van Stronkhorst (1992). In het gebied waar Stronkhorst zijn botten ving (Eems-Dollard) is de gemiddelde waterconcentratie 0,001 µg/l. Met een gemiddelde concentratie in botten van 0,107 mg/kg op basis van nat gewicht kan worden vastgesteld dat de BCF 107 is. Deze BCF wordt in het model gehanteerd. De opname hebben wij afgeleid uit de pompsnelheid (ventilatiecapaciteit) van water over de kieuwen en de eliminatie uit de relatie tussen de opnameconstante en de BCF. In water met voldoende zuurstof heeft een bot een ventilatiecapaciteit van 106 ml/kg/min (Steffensen, Lomholt & Johansen 1982). Een volwassen (5-jarige in het model) bot weegt 500 g. Een volwassen bot pompt daarom 27.857 liter per jaar over zijn kieuwen. Omdat de eliminatie door vissen beperkt is hebben wij het model voor de bot vijf jaren doorgerekend. Bij een constante waterconcentratie van 0,001 µg/l neemt de concentratie in het model van de bot daardoor in vijf jaar tijd tot ongeveer 0,11 mg/kg toe op basis van nat gewicht. Dat blijkt goed in de ordegrootte van de gemeten interne concentraties in dit gebied te vallen. Bijna al het kwik wat in vissen wordt gevonden is in de vorm van methylkwik (Bloom 1992; Wiener et al. 2003). Daarom gaan wij er ook bij de bot worst case vanuit dat alle berekende kwikgehaltes voor 100% uit methylkwik bestaan. Gevoeligheid parameters Door beide parameters van het model met 10% te laten varieren hebben wij de gevoeligheid van het model voor variatie in de parameters onderzocht. Een variatie van 10% in alle drie parameters leidt tot variatie in de uitkomsten van het model van ook ongeveer 5% voor de gekozen BCF en de pompsnelheid. Voor het gewicht is het model ongevoelig. Dit betekent dat het model niet erg verandert als de parameters worden gewijzigd. Het model is niet heel gevoelig voor variatie in de parameters. Dat maakt dat de exacte keuze van de parameter de uitkomsten niet in hoge mate beinvloedt. Dit maakt het model goed bruikbaar voor de hier gekozen toepassing.

Tabel 12: Gevoleigheidsanalyse van het bioaccumulatiemodel voor de bot

66

Parameter

waarde

variatie

Pompsnelheid

106 ml/kg/min

10%

3.9

4.8

Gewicht


10%

<0.1

<0.1

BCF

107

10%

5.1

6.4

ARCADIS

afname (%)

toename (%)

077973185:0.34 - Definitief


8.5.4.5

SCHOLEKSTER (Haematopus ostralegus)

De bioaccumulatie van kwik in de scholekster berekenden wij als resultante van de opname via het voedsel en de uitscheiding via de veren (rui) en de eieren. Opname De scholekster neemt kwik op via het voedsel. In het model hebben wij aangenomen dat de scholekster volledig foerageert op mosselen. Als lichaamsgewicht is voor de scholekster 520 gram aangenomen. Dit is het zomergemiddelde van de scholeksters die langs de Waddenkust leven. De opname uit voedsel hebben wij bepaald door de hoeveelheid mosselvlees die door een scholekster per dag wordt geconsumeerd. Deze dagelijkse behoefte ontleenden wij aan De Vlas (2012). De concentratie in de mossel hebben wij eerder in het model van de mossel berekend uit de waterconcentratie. Aan de hand van de berekende interne concentraties in mosselen en de voedselbehoefte hebben wij de dagelijkse opname van kwik bepaald.

Tabel 13:. Dagelijkse voedselbehoeften van scholeksters langs de Waddenkust, in gram per dag (De Vlas 2002).

Dagelijkse

sep

okt

nov

dec

jan

feb

mrt

apr

mei

jun

jul

aug

178

200

229

250

264

263

207

185

170

170

170

170

consumptie mosselvlees (g/d)

Scholeksters foerageren in ons model alleen op die locaties waar ook mosselbanken te vinden zijn. Eliminatie via het ruien In het model zijn wij er vanuit gegaan dat alle kwik dat via de rui wordt geëlimineerd zich gedurende de rui bevindt in de 16 grootste veren (10 grote armpenveren en 6 grote staartveren). De vogels die gebroed hebben beginnen in juli met de rui, de vogels die niet hebben gebroed beginnen in juni (Koopman, 1992). De ruiperiode duurt in de Nederlandse Waddenzee 90 tot 105 dagen. Voordat het nieuwe broedseizoen begint ruien de vogels terug naar hun zomerkleed tussen december en april, dit is een partiële rui die vooral de kop- en nekveren omvat (Arts, Meininger & Zekhuis, 1997). In ons model hebben wij voorts aangenomen dat volwassen scholeksters volledig ruien vanaf juni tot september-december. Eliminatie via de eieren De eliminatie via de eieren is afhankelijk van de concentraties in de vogel en indirect ook van de concentraties in het voedsel. Deze eliminatie route geldt uiteraard alleen voor vrouwelijke vogels. De broedperiode in Nederland is van februari tot juni, de eerste legsel verschijnen eind april (Arts et al. 1997). Een ei van een scholekster weegt ongeveer 50 gram (Nol, Baker & Cadman, 1984). Er is weinig tot geen onderzoek waarin de uitscheiding van kwik via de eieren specifiek voor scholeksters zijn afgeleid. In Goede & Wolterbeek (1994) zijn kwikconcentraties in het bloed van scholeksters die broeden in de Paesenser Polder gemeten. Dit is gedaan bij vogels die gevangen werden in de periode 19871990. De bloedconcentratie in vrouwtjes bedroeg hier 475 ng/g op basis van natgewicht. Omdat de kwikconcentraties in zeewater sinds die tijd nog maar in beperkte mate zijn afgenomen hebben wij verondersteld dat de kwikconcentraties in mosselen sindsdien constant zijn gebleven. De dichtsbijzijnde meetlocatie nabij de Paesenser Polder is het Dantziggat. De gemiddelde kwikconcentraties in mosselen bedraagt hier 0,0491 mg/kg op basis van nat gewicht. Er wordt in het model een lineaire relatie aangenomen tussen de concentratie in het voedsel en in het bloed. Een relatie tussen de bloedconcentratie en de

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

67


concentratie in het ei is niet bekend voor scholeksters, maar wel voor ijsduikers (Evers et al., 2003) Aan de hand daarvan hebben wij uit de bloedconcentratie van scholeksters de concentratie in scholekstereieren bepaald. Bij een bloedconcentratie van 475 ng/g natgewicht geeft dit een geschatte kwikconcentratie van 305 ng/g natgewicht in het ei. Dit zijn concentraties die in 1998 ook in eieren van de broedlocatie Julianapolder zijn vastgesteld, hoewel de concentraties in de jaren daarna langzaam lager werden (tot 135 ng/g in 2013). De eliminatie hebben wij vervolgens berekend aan de hand van de geschatte concentratie in het bloed van het vrouwtje op de eerste legdag, en dit via bovengenoemde relaties doorvertaald naar een concentratie in het ei. Vervolgens is het aantal microgrammen berekend met behulp van hetgewicht van het ei (± 50 g, zie Nol et al. (1984)). Voor ieder ei is dezelfde eliminatiefactor gebruikt, ondanks het feit dat de concentraties in de latere eieren lager zijn dan in het eerste eiHierbij is uitgegaan van een gemiddelde legselgrootte van 3 eieren. Gevoeligheid parameters Door de belangrijkste parameters van het model met 10% te laten varieren hebben wij de gevoeligheid van het model voor variatie in de parameters onderzocht. Een variatie van 10% in de diverse parameters leidt tot variatie in de uitkosten van het model van meestal aanzienlijk minder dan 1% voor de gekozen waarden in het model. De verandering van de kwikconcentratie in de vogels blijkt daarnaast recht evenredig met de veranderingen in de kwikconcentraties in de geconsumeerde mosselen. Dit betekent dat het model weinig veranderlijk is als de parameters worden aangepast. Het model is vooral gevoelig voor de kwikconcentratie in het voedsel en dat is precies wat het model beoogt. Het model is goed bruikbaar voor de hier gekozen toepassing.

Tabel 14: Gevoeligheidsanalyse van het bioaccumulatiemodel voor de scholekster. parameter

waarde

variatie

afname (%)

toename (%)

Benodigd voedsel

204 (1)

10%

<0.1

<0.1

Concentratie in voedsel

mosselmodel

10%

10

10


mosselmodel

BFC +/- 10%

10

10

Gewicht veren

10% lichaamsgewicht

10%

<0.1

<0.1

10%

<0.1

<0.1

Relatie voedsel - veer Gewicht ei

50

10%

0.17(2)

0.17(2)

Gewicht scholekster

520

10%

<0.1

<0.1

(1)vaste waarde gedurende het jaar (2) alleen voor vrouwtjes

8.5.4.6

VISDIEF (STERNA HIRUNDO)

Ook voor de visetende vogels berekenden wij de bioaccumulatie van kwik als resultante van de opname via het voedsel en de uitscheiding via de veren (rui) en de eieren. In dit geval is de visdief als modelsoort gekozen. Van de visdief zijn geen betrouwbare gegevens bekend van interne kwikconcentraties in het lichaam of bepaalde organen (geldt ook voor andere visetende vogels). Het model kan derhalve niet aan gemeten waarden worden gecalibreerd. Daarom is bij de visdief gekeken naar het relatieve verschil in het totale lichaam (‘body burden’) bij concentraties met of zonder RWE. De body burden kan tussen mannetjes en vrouwtjes verschillen, omdat vrouwtjes ook kwik via de eieren kunnen elimineren.

68

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

69


De visdieven verblijven gedurende de winter buiten het Waddengebied. De visdief is in ons model alleen in de zomer aanwezig, waarbij er wordt gebroed. In ons model is voorts verondersteld dat alle prooidieren afkomstig zijn van locatie 16, de meetlocatie met de grootste invloed van de RWE-centrale. De doorrekentijd is één een broedseizoen. Opname Ook visetende vogels nemen kwik op via het voedsel. In de visdievenmodel hebben wij aangenomen dat de vogels volledig foerageren op haringen van 5 cm. Als lichaamsgewicht is voor de visdief 120 gram aangenomen. Dit is het gemiddelde gewicht van visdieven in de Waddenzee.

Uit de relatie tussen gewicht en Field metabolic rate FMR ((Ellis & Gabrielsen 2002) hebben wij berekend dat een visdief per dag 208 kJ energie nodig heeft. De calorische waarde van haring varieert door het jaar heen. Deze is gemodelleerd door Megrey et al. (2007), en de resultaten zijn in het model opgenomen. Uit de calorische waarde van een vis en de energiebehoefte van de visdief kan daarmee worden vastgesteld hoeveel gram vis een visdief op een dag nodig heeft. Uit deze behoefte en de concentratie in een gram vis hebben wij de opname per dag bepaald. Eliminatie via de rui In het model zijn wij er vanuit gegaan dat alle kwik dat via de rui wordt geëlimineerd zich gedurende de rui bevindt in de 16 grootste veren (10 grote armpenveren en 6 grote staartveren). Voor de visdief hebben wij de rui van deze veren gelijkmatig verdeeld over de periode juli tot februari (Stienen & Brenninkmeijer 1992). De concentratie in de veren is bepaald uit de relatie tussen voedsel en veren zoals vastgesteld door Monteiro et al 1998. Eliminatie via de eieren Gemiddeld worden er door visdieven in het Waddenzeegebied in het broedseizoen 2,7 eieren gelegd (Becker & Ludwigs, 2004), met een leg-interval van 1.5-1.9 dagen (Nisbet & Cohen, 1975). Het broedseizoen loopt van half mei tot eind augustus (Becker & Ludwigs, 2004).. Er zitten ongeveer 17 dagen tussen de start van de broed en het leggen van het eerste ei. De broedduur is gemiddeld 23 dagen, met een maximum van 32 dagen (Glutz von Blotzheim & Bauer, 1982; Becker & Ludwigs, 2004). De totale energiebehoefte voor het leggen van een ei wordt geschat op 175kJ/ei (Moore, Williams & Morris, 2000). Een ei weegt gemiddeld 20,2 gram (BTO.org, augustus 2014). In tegenstelling tot bij scholeksters zijn wel gemeten kwikconcentraties in eieren van visdieven bekend. In Becker & Dittman (2009) is de gemiddelde kwikconcentraties in eieren in broedgebieden in het studiegebied bepaald (205 ng/g). Met het gemiddelde gewicht van een ei en de gemiddelde legselgrootte is vervolgens te bepalen hoeveel kwik een vogel uitscheidt wanneer deze een ei legt. Deze eliminatieroute geldt uiteraard alleen voor vrouwelijke vogels. Gevoeligheidsanalyse Door de belangrijkste parameters van het model met 10% te laten varieren hebben wij de gevoeligheid van het model voor variatie in de parameters onderzocht. Een variatie van 10% in de diverse parameters leidt tot variatie in de uitkomsten van het model van meestal aanzienlijk minder dan 1% voor de gekozen waarden in het model. De verandering van de kwikconcentratie in de vogels blijkt daarnaast recht evenredig met de veranderingen in de kwikconcentraties in de geconsumeerde visjes. Het model blijkt het meest gevoelige voor variatie in de energiebehoefte, de kwikconcentratie in het voedsel en een beetje voor het

70

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


lichaamsgewicht. Dit betekent dat het model vooral gevoelig is voor voedsel en nauwelijks voor de andere parameters. Het model is goed bruikbaar voor de hier gekozen toepassing.

Tabel 15: Gevoeligheidsanalyse van het bioaccumulatiemodel voor de visdief.

parameter Energiebehoefte Concentratie in voedsel Gewicht veren Relatie voedsel - veer Gewicht ei Gewicht visdief

8.5.4.7

waarde 208 Haringmodel 8% lichaamsgewicht 20 120

variatie 10% 10% 10% 10% 10% 10%

afname (%) 11 10 0.77 0.77 <0.1 7.2

toename (%) 11 10 0.77 0.77 <0.1 7.0

GEWONE ZEEHOND (PHOCA VITULINA)

In het door ons gebouwde bioaccumulatiemodel voor de gewone zeehond wordt de bioaccumulatie gevormd door het kwik dat met het voedsel wordt opgenomen. Omdat verharing voor het eliminieren van kwik geen grote rol speelt, hebben wij in het model geen eliminatieroute opgenomen. Wij veronderstellen dat alle opgenomen kwik in het dier achterblijft en accumuleert. Ook gaan wij er worst case vanuit dat alle kwik in het lichaam bestaat uit methylkwik. Het model is doorgerekend voor 27 jaar, de gemiddelde levensduur van een gewone zeehond. Opname Over het algemeen is een zeehond een opportune eter die consumeert wat er te vangen valt. Tollit et al. (1998) hebben het dieet van de zeehond in kaart gebracht. Uit hun gegevens valt de schatting af te leiden dat een zeehond voor 75% platvis eet en voor 25% rondvis. Deze verhouding hebben wij in het model als vaste verhouding tussen haring en bot aangenomen, en vervolgens zijn hieruit de hoeveelheden kwik die de zeehond binnenkrijgt afgeleid. McLaren (1993) presenteert curves waarin de leeftijd van een zeehond is gecorreleerd met de lengte van de zeehond. Met deze informatie hebben wij per jaarklasse de lengte berekend. Cottrell et al (2002) laten zien dat een pup van de zeehond ongeveer 10 kg weegt op dag 0. Dit hebben wij als startgewicht gebruikt. Voor een volwassen zeehond wordt een gewicht van 105 kg aangenomen. Hoewel mannetjes en vrouwtjes in werkelijkheid een groot verschil in gewicht kunnen vertonen, maken wij in het model geen onderscheid. De groeicurve op basis van lengte hebben wij vervolgens op het start- en eindgewicht van de zeehond gelegd en daarna de gewichten in de tussenliggende jaren bepaald. De aanname dat de zeehond iedere dag 5.3% van zijn lichaamsgewicht aan voedsel nodig heeft, hebben wij geëxtrapoleerd op basis van Santos et al. (2004). Gevoeligheidsanalyse Door de belangrijkste parameters van het model met 10% te laten varieren hebben wij de gevoeligheid van het model voor variatie in de parameters onderzocht. Een variatie van 10% in de diverse parameters leidt tot variatie in de uitkomsten van het model. De concentratrie in het voedsel, de verhouding tussen bot en haring, het startgewicht van de pup en de dagelijkse voedselbehoefte zijn alle met 10% gevarieerd. Het model bleek vooral gevoelig voor de voedselbehoefte van 5.3% per dag. Het model is matig gevoelig voor de andere aannames. Het model is niettemin goed bruikbaar voor de hier gekozen toepassing.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

71


Tabel 16: Gevoeligheidsanalyse van het bioaccumulatiemodel voor de gewone zeehond.

parameter

waarde

variatie

Kwikconcentratie in voedsel Verhouding bot - haring Startgewicht pup Voedselbehoefte

Haring- en botmodel 3:1 10 kg 5.3%

10% 10% 10% 10%

8.5.4.8

afname (%)

toename (%)

4.0 4.7 1.2 10

4.0 4.7 1.1 10

BRUINVIS (PHOCAENA PHOCAENA)

In het bioaccumulatiemodel voor de bruinvis wordt de bioaccumulatie gevormd door het kwik dat met het voedsel wordt opgenomen. Wij hebben geen eliminatieroutes (bv via faeces) meegenomen omdat deze vermoedelijk een zeer kleine bijdrage aan de concentraties hebben. Wij veronderstellen dat alle opgenomen kwik in het dier achterblijft en accumuleert. Ook gaan wij er worst case vanuit dat alle kwik in het lichaam bestaat uit methylkwik. Het model voor de bruinvis is doorgerekend voor twaalf jaar. Dat is de gemiddelde leeftijd van de bruinvis in onze contreien. In het model is aangenomen dat bruinvissen zich volledig voeden met pelagische rondvissen die hun leven lang hebben geleefd op de plek van het desbetreffende modelpunt. Zo presenteren wij in deze studie de bioaccumulatie van bruinvissen die zich voeden met haringen die zich hun hele leven hebben opgehouden op het meetpunt 16, nabij de RWE-centrale. Dit is in feite een worst case situatie. De concentraties in deze vissen zijn berekend met het model ‘haring’ in deze studie. Gegevens over het lichaamsgewicht zijn ontleend aan Lockyer (2003). Wij namen de volgende gewichten over in het model: 

In het geboortejaar: 5 kg



In jaar 1: groei van 5 kg naar 31 kg



In jaar 2 t/m 7: groei van 31 naar 55 kg



Vanaf jaar 8: 55 kg

Van Santos et al. (2004) hebben wij overgenomen dat een volwassen bruinvis (die niet zoogt) 5.3% van zijn of haar totale gewicht per dag consumeert. Voorts hebben wij aangenomen dat de bruinvissen uitsluitend middelgrote vissen eten. Uit de wetenschappelijke literatuur blijkt dat via de placenta geen kwikoverdracht plaats vindt naar de nakomelingen (Itano and Kawai, 1981; Honda and Tatsukawa, 1981, 1983; Fujise et al., 1988; Law et al., 1992; Caurant et al., 1993; Yang et al., 2004; Lahaye et al.). De concentratie methylkwik in de bruinvis hebben wij berekend aan de hand van de relatie tussen totaal kwik en methylkwik zoals vastgesteld door Joiris et al (2001) aan de hand van gestrande bruinvissen en bruinvissen van bijvangsten. Gevoeligheidsanalyse Door de belangrijkste parameters van het model met 10% te laten varieren hebben wij de gevoeligheid van het model voor variatie in de parameters onderzocht. Voor de bruinvis hebben wij de kwikconcentratie in het voedsel, het startgewicht van het kalf en de gewichtstoename per dag elk met 10% gevarieerd. Het model blijkt het gevoeligste voor de kwikconcentratie in het aangeboden voedsel. Dat is wat het model beoogt te doen. Ook de gewichtstoename per dag speelt een rol. Het startgewicht van het kalf heeft nauwelijks invloed op de concentratie. Het model is voldoende betrouwbaar voor de hier gekozen toepassing.

72

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Tabel 17: Gevoeligheidsanalyse van het bioaccumulatiemodel voor de bruinvis.

parameter

waarde

variatie


haringmodel

10%

10

10

Startgewicht kalf

5 kg

10%

1.3

1.3

10%

6.0

6.0

Gewichtstoename per dag

8.5.4.9

afname (%)

toename (%)

SAMENVATTING

In de literatuur konden wij voldoende betrouwbare informatie vinden voor het bouwen van een bioaccumulatiemodel voor acht modelsoorten. Deze soorten dekken met elkaar het gehele spectrum aan soorten én aan prooi-prooidier relaties in het mariene en estuariene milieu van het Waddengebied. Op basis van gevoeligheidsanalyses konden wij vaststellen dat het model goed bruikbaar is voor de vertaling van de kwikconcentraties in het zeewater en het sediment, al dan niet via het voedsel, naar de interne concentraties in onze modelsoorten. Voor een aantal soorten konden wij het model calibreren aan gemeten waarden in de literatuur. In die gevallen kunnen wij een interne concentratie in µg/kg natgewicht uitdrukken. Als gemeten waarden ontbreken, berekent het model een procentuele toename. De resultaten van de modellering worden beschreven in hoofdstuk 9

8.6

GENERAL LINEAIR MODELLING

General Linear Modelling (GLM) is een gegeneraliseerde vorm van multipele lineaire regressie waarin verschillende statistische modellen zijn opgenomen. Een GLM berekent voor een variabele (in dit geval de kwikconcentratie in een organisme) de best passende beschrijving (een ‘lijn’)aan de hand van een set opgelegde parameters (zoals de kwikconcentratie in het water, zuurstof, saliniteit, enz.). De lijn wordt beschreven met een vergelijking (formule). Parameters die niet of nauwelijks van invloed blijken op de concentraties in het organismen, komen niet in de vergelijking terug. Wij gebruikten GLM voor een formule waarmee kwikconcentraties in weefsels van schelpdieren en vissen kan worden berekend. Het gebruikte GLM model werd initieel ontwikkeld voor de Baai van San Francisco, maar voor de berekeningen in deze studie gebruikten wij de dataset van Rijkswaterstaaat, en de Delft 3D WAQ berekende concentraties in zeewater en daarvan afgeleide sediment concentraties. GLM is een veel gebruikte en gevalideerde statistische techniek, die echter in de ecotoxicologie nog niet veel werd toegepast. In de Verenigde Staten is de techniek door ARCADIS met succes toegepast voor het berekenen van kwikconcentraties in organismen in de Baai van San Francisco. De Baai van San Francisco is in veel opzichten gelijk aan de Waddenzee en het Eems-Dollard estuarium, de modellen kunnen dan ook voor beide locaties gebruikt worden, uiteraard met een gebiedsspecifieke dataset. Een belangrijke kanttekening bij dergelijk statistische modellen is dat zij niet op ecologische basis zijn gebouwd, maar op statistisch afgeleide relaties. Dit betekent dat de modellen alleen mogen toegepast binnen de modelruimte waarin zij zijn gebouwd. Bijvoorbeeld, als het model is gebouwd met temperatuurgegevens tussen de 10 en 20 graden, mag zij niet worden toegepast in een situatie van 5 graden. Het model wordt buiten de modelgrenzen onbetrouwbaar. Ook mag er geen kwikconcentratie worden aangeboden die buiten de reeks van de kwikconcentraties ligt waarmee het model is gebouwd. De range waarbinnen het model toepasbaar is, is weergegeven in tabel 18.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

73


Tabel 18. Range waarbinnnen het GLM-model voor schelpdieren en vissen in het Eems-Dollard estuarium betrouwbare uitkomsten kan leveren.

Schelpdieren

Vissen

Minimum

Maximum

Minimum

Maximum

10.7

24.4

11.7

23.4

0

32.2

2.5

32.6

Zuurstof (mg/l)

6.2

10.2

3.9

11.0

Diepte (m)

1.0

13

1.3

11

totaal organisch

nvt

nvt

1.1

3.4

2.5

197

nvt

nvt

Temperatuur (graden Celcius) Zoutgehalte (promille)

koolstof (mg/l) Zwevend slib (mg/l)

Schelpdieren (tweekleppigen) Met onderstaande vergelijkingen zijn de concentraties in schelpdieren berekend voor zowel kwik-totaal als methylkwik. Kwik-totaal De vergelijking voor kwikconcentraties in schelpdieren uit het Eems-Dollard estuarium ziet er als volgt uit:

[

]

[

]

Waarin: 

Tweekleppigen[Hg] = kwikconcentratie in de schelpdieren (µg/g natgewicht)



event = bemonstering seizoen (0 januari t/m juni, 1 juli t/m december



HgT = totaal kwik in de waterkolom (totaal, µg/l)



Saliniteit = zoutgehalte van het oppervlaktewater (‰)



Diepte = water diepte per locatie (meter)



Temp = temperatuur (ºC)

De R2 waarde voor het model is 0,166, met een p-waarde kleiner dan 0,00110. De waterdiepte is afhankelijk van de locatie en het tijdstip. Het Delft 3D WAQ-model berekende daggemiddelden van de ingevoerde parameters11. Methylkwik Metingen van methylkwik concentraties in oppervlaktewater en sediment van het door ons onderzochte deel van de Waddenzee zijn niet bekend. Daarom zijn de concentraties methylkwik ontleend aan het Delft 3D WAQ model. De uitkomsten van het Delft 3D WAQ-model van Deltares zijn ook gebruikt voor de

10

De R2-waarde is een indicatie voor de mate waarin het model op de dataset past. De waarde varieert van 0 tot 1. Een

waarde van (0,166 (ofwel 16,6%) is voor een vergelijking met veel parameters een goede score. De p-waarde is een indicatie voor de significantie van een vergelijking: hoe kleiner, hoe beter. Een p-waarde kleiner dan 0,05 wordt in de statistiek acceptabel geacht, in deze vergelijking is de p-waarde 0,001 (dus aanzienlijk meer significant). 11

74

behalve van de parameter ‘event’. Hierbij geldt: 0 = januari t/m juni, 1 = juli t/m december.

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


parameters totaal kwik gehalten in het water, de temperatuur, opgelost zuurstof, zoutgehalte, diepte en totaal zwevend slib . Het model kan nu worden beschreven in de volgende vergelijking:

[

]

Waarin: 

Tweekleppigen[Hg] = kwikconcentratie in de schelpdieren (µg/g natgewicht)



MeHgT = methylkwik in de hele waterkolom (ng/l)



O2 = opgelost zuurstof (mg/l)



Saliniteit = zoutgehalte oppervlaktewater (‰)



TSS = totaal zwevend slib (mg/l)

De aangepaste R2 waarde voor het model is 0,484, met een p-waarde kleiner dan 0,001.

Vissen Het model voor vissen in het Eems-Dollard estuarium is ontwikkeld op basis van kwikgehaltes in het zeewater. Dit model is te beschrijven door de volgende vergelijking: [

]

Waarin: 

Vis[Hg] = kwik concentratie in vis (µg/g nat gewicht)



HgT = kwik in de waterkolom (µg/l)



Temp = temperatuur (ºC)



Lengte = mediane lengte per vissoort in weefselmonsters (cm)

De R2 waarde voor het model is 0,648, met een p-waarde kleiner dan 0,001. De resultaten van deze modellen zijn opgenomen in hoofdstuk 9.

8.7

HET SPECIES SENSITIVITY DISTRIBUTION MODEL

De benadering via de Species Sensitivity Distribution (SSD) is gebaseerd op een initieel paper van Kooijman (1987). De methodiek is verder uitgewerkt door Van Straalen & Denneman (1989) en inmiddels een algemeen geaccepteerde manier van effectvoorspelling, die zelfs in leerboeken over ecotoxicologie wordt onderwezen. Een SSD geeft een indicatie van het ecologische milieurisico bij een bepaalde concentratie van een stof, en is gebaseerd op informatie over concentraties die bij specifieke organismen geen effect teweeg brengen. Algemeen is geaccepteerd dat beneden een grens van 5% berekend risico er geen ecologische schade op systeemniveau kan worden aangenomen. De SSD methodiek staat ook wel bekend onder de naam “Potential Affected Fraction” (PAF methodiek). Een SSD-model berekent aan de hand van de gemiddelden en standaarddeviaties van bekende NEC’s (No effect concentrations) het risico op schade aan een ecosysteem. Deze zijn in de praktijk niet af te leiden. Daarom is het gebruikelijk dat gebruik wordt gemaakt van de NOEC’s (No observed effect concentrations) en LOEC’s (lowest observed effect concentrations) Schade kan iedere vorm van schade zijn, van sterfte tot subtiele biochemische veranderingen.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

75


Het gemiddelde en de spreiding van de NOEC’s en LOEC’s wordt afgeleid uit effectgegevens van een stof. Verondersteld wordt dat wanneer er voldoende informatie uit diverse trofische niveaus beschikbaar is, het gemiddelde een representatief gemiddelde is voor een marien ecosysteem. In de praktijk zijn SSD-modellen vooral goed toepasbaar voor de lagere trofische niveaus van de evertebraten (schelpdieren, borstelwormen e.d.) en vissen. Als het aantal effectgegevens van een stof laag is, is de invloed van de onzekerheidsmarge op de schatting van het milieurisico groot. De methodiek is daarom niet toepasbaar bij minder dan vijf gegevens (Van Straalen & Verkleij, 1991). In deze studie zijn voor twee kwikverbindingen SSD-modellen gebouwd, op basis van beschikbare effectconcentraties. Het betreft: 

Kwikdichloride (HgCl2).



Methylkwikchloride (CH3HgCl)

Om het species sensitivity distribution model te voeden hebben wij gebruik gemaakt van de beschikbare NOEC’s en LOEC’s uit de literatuur voor diverse soorten uit het Waddengebied, aangevuld met NOEC’s en LOEC’s van soorten buiten Europa. Bij de modellering van de risico’s van totaalkwik hebben wij NOEC’s en LOEC’s alleen ‘toegelaten’ als dezelfde of een nauw verwante soort ook in de Waddenzee voorkomt. Wanneer er meer data voor één soort waren verzameld zijn wij uitgegaan van de gevoeligste parameter (worst case benadering). Omdat er nauwelijks voor kust- of mariene systemen NOEC’s en LOEC’s voor methylkwik bekend zijn, hebben wij daar geen selectie aangebracht. De SSD voor kwikdichloride is uiteindelijk gebaseerd op 21 NOEC’s en LOEC’s, die voor methylkwik op 5. De uitkomst voor kwikdichloride is dus betrouwbaarder dan die voor methylkwik. De NOEC’s en LOECs’s hebben betrekking op verschillende soorten effecten, waaronder ook acute. De toename in risico per locatie (modelpunt) hebben wij berekend door het berekende percentage van de situatie inclusief de bijdrage van RWE af te trekken van het berekende percentage van de situatie zonder de bijdrage van RWE. De tabellen 19 en 20 geven een overzicht van de gebruikte NOEC’s en LOEC’s. ‘N’ in de tabellen is het aantal beschikbare effectdata dat in de literatuur voor de desbetreffende soort wordt genoemd; ‘EC’ is de laagste effect concentratie in die studies. ‘Effect op’ geeft aan op welk effect de studie betrekking had.

76

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Tabel 19: In het SSD-model gebruikte NOEC’s en LOEC’s voor kwikdichloride (HgCl 2), ‘N’ in de tabellen is het aantal beschikbare effectdata dat in de literatuur voor de desbetreffende soort wordt genoemd; ‘EC’ is de laagste effect concentratie in die studies. ‘Effect op’ geeft aan op welk effect de studie betrekking had. Naam

Gracilaria tenuistipitata Gonyaulax polyedra Brachionus plicatilis Euplotes crassus Euplotes mutabilis Campanularia flexuosa Enhalus acoroides Congeria leucophaeata

Groep

N

EC

Effect op

Referentie

Algen

1

(µg/l) 60

Populatie

Haglund et al. 1996

Dinoflagellaten

4

0,25

Sterfte

Okamoto et al. 1999

Radardiertjes

2

10

Reproductie, gedrag

Juchelka & Snell 1995

Trilhaardiertjes

8

30

Trielli et al. 2007

Trilhaardiertjes

2

75

Cellen, reproductie, biochemie Sterfte

Hydroidpoliepen

3

0,17

Biochemie, populatie

Zeegras

2

16020

Groei

10000

Sterfte

Al-Rasheid & Sleigh 1994 Moore & Stebbing 1976 Bonifacio & Montaño 1998 Dorn 1974

Tweekleppigen

(brakwatermossel) Meretrix meretrix Mytilus galloprovincialis

Tweekleppigen

14

1,89

Sterfte, groei

Wang et al. 2009

Tweekleppigen

9

6,75

cellen, sterfte

Cattani et al. 1999

Tweekleppigen

1

50

Sterfte

Micallef & Tyler 1987

Tweekleppigen

6

25

Cellen, biochemie

Borstelwormen

1

40

Sterfte

Rondwormen

3

2500

Groei, sterfte, reproductie

Slakken

2

8

Groei

Slakken

1

200

Sterfte

Krupesha Sharma, Asokan & Sahoo 2006 Gopalakrishnan et al. 2008 Vranken, Vanderhaeghen & Heip 1991 Gorski & Nugegoda 2006 Devi 1998

Kreeftachtigen

2

500

Gedrag

Ungherese & Ugolini 2009

Kreeftachtigen

7

0,0012

Biochemie, sterfte

Larsen & Bjerregaard 1995

Kreeftachtigen

27

10

sterfte, groei, gedrag

Kraus & Weis 1988

Vissen

17

3,125

Biochemie, gedrag, sterfte

Vieira et al. 2009

Vissen

10

5

Biochemisch, cellen

Dawson 1990

(diepwatermossel) Mytilus edulis (blauwe mossel) Perna viridis

Hydroides elegans Monhystera disjuncta

Haliotis rubra Morula granulata Talitrus saltator(standvlo) Carcinus maenas (strandkrab) Palaemonetes pugio Pomatoschistus microps (brakwatergrondel) Scophthalmus aquosus (zandbot)

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

77


Tabel 20: In het SSD-model gebruikte NOEC’s en LOEC’s voor methylkwik (CH3Hg) , ‘N’ in de tabellen is het aantal beschikbare effectdata dat in de literatuur voor de desbetreffende soort wordt genoemd; ‘EC’ is de laagste effect concentratie in die studies. ‘Effect op’ geeft aan op welk effect de studie betrekking had.Bouwstenen voor de effectbeoordeliing Latijnse naam

Groep

n

Laminaria saccharina (suikerwier) Mytilus galloprovincialis (diepwatermossel) Carcinus maenas (strandkrab) Palaemonetes pugio

Wier

5

EC (µg/l) 0,5

Tweekleppigen

1

Kreeftachtigen

Fundulus heteroclitus

8.8

Effect

Referentie

0,048

Groei, sterfte, populatieomvang Sterfte

Thompson & Burrows 1984 Cattani et al. 1999

1

0,0019

Sterfte

Kreeftachtigen

25

10

Sterfte, groei, gedrag

Vissen

10

500

Sterfte,reproductie, groei

Larsen & Bjerregaard 1995 Kraus, Weis & Weis 1988 Matta et al. 2001

RELEVANTIE VOOR DE BEOORDELING VAN DE KWIKEMISSIES VANUIT DE RWECENTRALE

1. Over kwik is relatief veel geschreven en er zijn veel metingen verricht. Nederlandse datasets zijn onvoldoende voor adequate uitspraken over bioaccumulatie in het Eems-Dollard estuarium, maar in de internationale wetenschappelijke literatuur zijn diverse relevante kengetallen te vinden die ook voor de Nederlandse kustzeeën bruikbaar zijn. 2. Deze kengetallen zijn benut voor de op bouw van simulatiemodellen voor berekening van de bioaccumulatie. 3. Op basis van de modellering zijn betrouwbare uitspraken over relatieve veranderingen (toename in procenten) in kwikconcentraties in organismen als gevolg van kwikemissies van RWE mogelijk. Daarmee zijn uitspraken te doen die aangeven met hoeveel procent de bioaccumulatie of het risico op schade aan een ecosysteem toeneemt als gevolg van nieuwe kwikemissies als die van RWE.

78

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


9 9.1

Effectbeschrijvingen

INLEIDING

In dit hoofdstuk beschrijven wij eerst een aantal eigenschappen van bioaccumulatie. Inzicht daarin is nodig om de modeluitkomsten goed te kunnen interpreteren. Daarna beschrijven wij de uitkomsten van de door ons gebruikte modellen. Dat doen wij aan de hand van een aantal modelsoorten die samen ‘model’ staan voor de hele groep relevante organismen in het waddenmilieu (zie paragraaf 8.4). In dit rapport presenteren wij de modeluitkomsten voor deze soorten voor de modelpunten Loc16 en M4. 

Loc16 is het modelpunt in de Eems het dichtst bij de centrale



M4 is de dichtstbijzijnde, stroomafwaarts gelegen mosselbank.

De modelpunten Loc16 en M4 vertegenwoordigen de plekken met de hoogste bijdrage van de RWEcentrale. De hierna te rapporteren modelresultaten zijn daarmee op te vatten als worst case situaties. M4 bleek voor de GLM-modellering niet geschikt te zijn omdat de door Deltares berekende zuurstofconcentratie op dit punt buiten het bereik lag waarover het model betrouwbare uitspraken kan doen(zie tabel 18). Daarom zijn de GLM-berekeningen voor mosselen gebaseerd op de gegevens van M7, het meest nabij M4 gelegen punt. Hier liggen de berekende zuurstofconcentraties wel binnen het modelbereik. In de presentatie van de resultaten worden ook consequent de scenario’s 1 en 2 met verschillende verhoudingen in de atmosferische depositie onderscheiden. Het conservatieve scenario 1 leidt van beide tot de hoogste extra depositie en dus tot hogere concentraties in het zeewater en het sediment. Ten aanzien van de bestudeerde Natura 2000-gebieden is dit derhalve op te vatten als een worst case situatie.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

79


Afbeelding 33: De ligging van de gebruikte modelpunten Loc16 en M4 in het modelgrid. Zie voorts de toelichting bij afbeelding 21.

9.2

EIGENSCHAPPEN VAN BIOACCUMULATIE

Kwik (Hg) behoort tot de groep zware metalen. Zware metalen kunnen in zeer lage concentraties toxische gevolgen op organismen veroorzaken en worden niet afgebroken in het milieu of door organismen. Hierdoor kan bioaccumulatie optreden. Zeezoogdieren, roofvissen en visetende vogels kunnen op deze manier hoge concentraties aan zware metalen accumuleren. Zware metalen worden, afhankelijk van hun eigenschappen, opgeslagen in bijvoorbeeld lever, nieren en veren. Daarnaast vindt bij vogels uitscheiding plaats via de eieren. Zoals beschreven in paragraaf 4.1 kent kwik verschillende verschijningsvormen (‘speciaties’). Hg0 is een relatief inert gas en niet giftig voor mens en dier. Hg(II) is wel giftig, maar passeert nauwelijks de darmwand en wordt bij opname grotendeels weer uitgescheiden. Methylkwik is zeer giftig en wordt wel opgenomen in de bloedbaan en in de organen. Methylkwik is derhalve de kwik-verschijningsvorm die in het licht van de bioaccumulatie de meeste aandacht vergt. In het lichaam kan methylkwik overigens weer worden omgezet in Hg(II), waardoor Hg(II) toch in het lichaam kan worden aangetroffen. Methylkwik bindt zich aan eiwitten en wordt dus overal in het lichaam aangetroffen. Hoge concentraties van zware metalen kunnen de kwetsbaarheid voor infecties vergroten. Ook kan de reproductie als gevolg van de bioaccumulatie afnemen. Methylkwik beschadigt verder het zenuwstelsel van organismen. Het is daarom vooral schadelijk voor jonge dieren waarvan het zenuwstelsel nog in ontwikkeling is. Evertebraten, zoals borstelwormen en schelpdieren hebben vaak de mogelijkheid om kwik weer uit te scheiden. Daardoor kan de concentratie in het lichaam na verloop van tijd weer afnemen, bijvoorbeeld als door verloop van tijd het water waarin zij leven lagere concentraties kwik bevat. Vogels hebben die mogelijkheid ook, via eieren en het ruien van veren, maar meestal is dit niet voldoende om alle kwik kwijt te raken. Zeezoogdieren hebben meestal nauwelijks enige mogelijkheid om kwik te lozen, behalve bij zeer

80

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


hoge concentraties via de faeces en bij de verharing. Bij deze soorten treedt derhalve altijd bioaccumulatie op als zij via het voedsel kwik opnemen. Sommigen soorten, ook soorten hoger in de voedselketen, bezitten de capaciteit om kwik te demethyleren in de lever, waardoor de toxiciteit afneemt (Ikemoto et al. 2004). Deze afname is te danken aan het feit dat methylkwik schadelijk is voor de organismen maar anorganisch kwik minder (Hg(II)) of niet (Hg0). Detoxificatie vind ook plaats door bindingen met selenium uit zeewater. Door de seleniumbinding verliest kwik zijn toxische eigenschappen, dit effect is onder meer aangetoond in zeezoogdieren en vogels (Micallef & Tyler 1987; Goede & Wolterbeek 1994; Larsen & Bjerregaard 1995; Ng et al. 2001; Wang et al. 2004; Tran et al. 2007; Berry & Ralston 2008).

9.3

DREMPELWAARDEN

In de Verenigde Staten van Amerika (VS)bestaan diverse bruikbare ecologische normeringen, steeds voor kwik-totaal. De meeste zijn in mg/kg natgewicht. Sommige normen zijn gesteld door overheidsorganisaties in de VS, andere volgen uit de literatuur. Tabel 21 toont het overzicht van de diverse normen, alsmede op welk weefsel zij betrekking hebben.

Tabel 21:. Grenzen voor totaal-kwik waarbij in de literatuur geen effect wordt geconstateerd (diverse bronnen) Groep/soort

Drempel

Vissen

TEL (threshold sublethal

Waarde 0,2

effect level) LOAEL (lowest-observable

0,3

adverse effect level) Vogels

Eenheid

Waar?

Referentie

mg/kg

Whole

Beckvar, N.et.al.

natgewicht

body

(2005)

mg/kg

Whole

Sandheinrich, M.B. et.

natgewicht

body

al.(2011) Depew et.al. (2012)

Maximum concentratie in

0,09

mg/kg

Whole

prooi

0,18

natgewicht

body

0,27 Geen effect

0,5

Geen effect (NOAEL)

64

vis mg/kg

eieren

USEPA (2006)

mg/kg

Whole

Ronald et al., 1977

natgewicht

body

µg/kg

Lever

natgewicht (Zee)zoogdieren

Geen effect

100-400

natgewicht

077973185:0.34 - Definitief

Wagemann & Muir, 1984

ARCADIS

81


De enige ecologische norm voor methylkwik in Europa is de (recente) KRW-norm voor methylkwik. De norm bedraagt 20 µg/kg natgewicht in biota. Deze norm is van toepassing op prooidieren, zoals vissen. In Nederland is de norm geïmplementeerd als ‘richtwaarde’ in het Besluit kwaliteitseisen en monitoring water 2009. Het is geen norm waaraan in het kader van vergunningverlening wordt getoetst, maar een richtwaarde waarnaar door middel van plannen, zoals een stroomgebiedbeheersplan, wordt gestreefd om een goede chemische en ecologische toestand van het waterlichaam te bereiken. Deze norm is slecht bruikbaar voor toetsing, omdat vrijwel geen metingen van methylkwik in organismen uit estuaria en mariene gebieden bekend zijn. De concentraties van methylkwik in de organismen valt wel te modelleren, maar de uitkomsten kunnen dan niet worden gevalideerd aan de hand van metingen.

9.4

ACCUMULATIE VAN KWIK IN ORGANISMEN NABIJ DE EEMSHAVEN (LOCATIE 16)

In deze paragraaf presenteren wij de resultaten van de modellering voor de modelsoorten die kunnen worden aangetroffen op of in het open water van locatie 16, het modelpunt dat het dichtst bij de Eemshaven en de RWE-centrale ligt. Locatie 16 vertegenwoordigt de plek met de hoogste bijdrage van de RWE-centrale. De hierna te rapporteren modelresultaten zijn daarmee op te vatten als worst case situaties.

9.4.1

ZANDZAGER (Alitta virens)

Hoewel zandzagers een paar jaar oud kunnen worden hebben wij de accumulatie in de zandzager gedurende één jaar doorgerekend. De reden daarvoor is dat de berekende kwikconcentratie al na 15 dagen zijn hoogste punt heeft bereikt, het model is daarna in evenwicht. Afbeelding 34 toont de gemiddelde interne kwikconcentratie in het lichaam van de zandzager gedurende dat jaar. Onze worst case aanname is dat ongeveer 50% van het berekende kwik in het lichaam aanwezig is als methylkwik.

Afbeelding 34:. Berekende kwikconcentraties in de zandzager (Alitta virens) na één jaar, in mg/kg natgewicht voor de locatie 16(nabij de Eemshaven). Sscenario’s 1 en 2 zijn afgebeeld, zonder en met de kwikemissies vanuit de RWE-centrale.

De interne kwikconcentratie in de zandzager neemt in dat ene jaar (en door het bereikte evenwicht ook over het totale leven van het dier) als gevolg van de emissie van de RWE-centrale toe met maximaal 1,94% in

82

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


scenario 1 en met 1,71% in scenario 2. Er is gedurende het jaar en ook gedurende het leven van de zandzager geen duidelijke accumulatie. Conclusies: 

Inclusief de bijdrage van RWE loopt de concentratie in een zandzager op locatie 16 op tot maximaal 0.049 mg/kg natgewicht in het conservatieve scenario (scenario 1).



De toename van de interne kwikconcentratie in de zandzager als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale is maximaal 1,94% (het verschil tussen de blauwe en de rode staaf in de grafiek). Een dergelijk percentage valt in een tijdreeks van metingen weg tegen de jaarlijkse schommelingen die aan dergelijke metingen inherent zijn (zie bijvoorbeeld de jaarlijkse schommelingen in de gemeten waarden van kwik in mossel en bot in de afbeeldingen 10 en 11 van dit rapport). Om die reden is dit percentage op te vatten als een verwaarloosbare toename. Op plaatsen verder weg van de centrale zal de invloed van de RWE-centrale nog geringer zijn.

9.4.2

HARING (Clupea harengus)

De accumulatie in de haring hebben wij doorgerekend gedurende vijf jaar. Dit is de gemiddelde leeftijd van haringen in de Noordzee. Afbeelding 35 toont, alleen voor het conservatieve scenario 1, de interne kwikconcentraties in het lichaam van de haring aan het einde van elk jaar. Afbeelding 36 toont voor beide scenario’s de situatie aan het einde van het vijfde jaar. Onze worst case aanname is dat alle berekende kwik in het lichaam aanwezig is als methylkwik.

Afbeelding 35: Berekende concentraties methylkwik in haring (Clupeus harengus) gedurende de eerste vijf levensjaren, in mg/kg natgewicht. Worst case is aangenomen dat de haring zijn hele leven verblijft op locatie 16 (nabij de Eemshaven). Alleen scenario 1 is afgebeeld, zonder en met de kwikemissies vanuit de RWE-centrale.

Afbeelding 36. Berekende concentraties methylkwik in haring (Clupeus harengus) in het vijfde levensjaar, in mg/kg natgewicht. Scenario’s 1 en 2, zonder en met de kwikemissies vanuit de RWE-centrale. Worst case is aangenomen dat de haring zijn hele leven verblijft op locatie 16 (nabij de Eemshaven).

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

83


De interne concentratie methylkwik in de haring neemt als gevolg van de kwikemissie door RWE in deze vijf jaar toe met maximaal 2,07% in scenario 1 en met maximaal 1,90% in scenario 2. Bij de haring is een duidelijk patroon van kwikaccumulatie zichtbaar. De concentraties in het lichaam nemen door de jaren heen toe. Vanaf het derde jaar vlakt de accumulatie af. Het patroon is met en zonder RWE gelijk. Conclusies: 

Inclusief de bijdrage van RWE loopt de interne concentratie methylkwik in een haring op locatie 16 in vijf jaar op tot maximaal 0.195 mg/kg natgewicht in scenario 1 (het conservatieve scenario). Dat is net beneden de effectdrempel voor vissen uit tabel 21.



De toename van de interne kwikconcentratie in de haring als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale is na vijf jaar maximaal 2,1%. Een dergelijk percentage valt in een tijdreeks van metingen weg tegen de jaarlijkse schommelingen die aan dergelijke metingen inherent zijn (zie bijvoorbeeld de gemeten waarden van kwik in mossel en bot in de afbeeldingen 10 en 11 van dit rapport). Om die reden is dit percentage op te vatten als een verwaarloosbare toename. Op plaatsen verder weg van de centrale zal de invloed van de RWE-centrale nog geringer zijn.

9.4.3

BOT (Platichthys flesus)

Ook de accumulatie in de bot hebben wij gedurende vijf jaar doorgerekend. Dit is de gemiddelde tijd die botten doorbrengen in het Waddengebied. Afbeelding 37 toont, alleen voor het conservatieve scenario 1, de interne kwikconcentraties in het lichaam van de bot aan het einde van elk jaar. Afbeelding 38 toont voor beide scenario’s de situatie aan het einde van het vijfde jaar. Onze worst case aanname is dat alle berekende kwik in het lichaam aanwezig is als methylkwik.

Afbeelding 37: Berekende concentraties methylkwik in bot (Platichtys flesus) gedurende de eerste vijf levensjaren, in mg/kg natgewicht. Worst case is aangenomen dat de bot zijn hele leven verblijft op locatie 16 (nabij de Eemshaven). Alleen scenario’s 1 is afgebeeld, zonder en met de kwikemissies vanuit de RWE-centrale.

84

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

85


Afbeelding 38: Berekende concentraties methylkwik in bot (Platichthys flesus) in het vijfde levensjaar, in mg/kg natgewicht. Scenario’s 1 en 2, zonder en met de kwikemissies vanuit de RWE-centrale. Worst case is aangenomen dat de bot zijn hele leven verblijft op locatie 16 (nabij de Eemshaven).

De interne kwikconcentratie in de bot neemt in deze vijf jaar als gevolg van de emissies vanuit de RWEcentrale toe met 2,1% in scenario 1 en met 1,9% in scenario 2. Ook bij de bot is een duidelijk patroon van kwikaccumulatie zichtbaar. De concentraties in het lichaam nemen door de jaren heen toe. Vanaf het derde jaar vlakt de (bio)accumulatie af. Het patroon is met en zonder RWE gelijk. Conclusies: 

Inclusief de bijdrage van de RWE-centrale loopt de berekende concentratie in een bot op locatie 16 in vijf jaar op tot maximaal 0.043 mg/kg natgewicht in scenario 1 (het conservatieve scenario). Dat is (ruim) beneden de effectdrempel voor vissen uit tabel 21.



De toename van de interne kwikconcentratie in de bot als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWEcentrale is na vijf jaar maximaal 2,1%. Een dergelijk percentage valt in een tijdreeks van metingen weg tegen de jaarlijkse schommelingen die aan dergelijke metingen inherent zijn (zie bijvoorbeeld de gemeten waarden van kwik in mossel en bot in de afbeeldingen 10 en 11 van dit rapport). Om die reden is dit percentage op te vatten als een verwaarloosbare toename. Op plaatsen verder weg van de centrale zal de invloed van de RWE-centrale nog geringer zijn.

9.4.4

VISDIEF (STERNA HIRUNDO)

Omdat er geen metingen bekend zijn van kwikgehalten in visdieven, is het wel mogelijk om een accumulatiemodel te bouwen, maar niet om dit te calibreren op meetdata. Betrouwbare absolute concentraties in het lichaam zijn voor deze soort dus niet te berekenen. Wel is het mogelijk om op een betrouwbare manier de relatieve toename in beeld te brengen voor de situatie waarin de concentratie in water en voedsel (kleine vissen) is verhoogd als gevolg van de RWE-centrale. De modelberekeningen voor de visdief zijn daarom gemaakt op basis van (daggemiddelde) toenames en voor mannelijke en vrouwelijke dieren afzonderlijk. Vrouwtjes hebben de mogelijkheid om kwik te elimineren via de eieren, mannetjes hebben die mogelijkheid niet. De visdieven trekken na het broedseizoen weg naar overwinteringsgebieden die ver buiten de invloedssfeer van de RWE-centrale liggen. Afbeelding 39 toont de maximale toename als gevolg van de kwikemissie vanuit de RWE-centrale. Bij de visdieven bleek dit de laatste dag van het

86

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


broedseizoen te zijn, dus ver na de eileg. Op de overige dagen is de toename in het lichaam van de visdief geringer. In die zin toont afbeelding 39 dus een worst case situatie. Wij gaan er, eveneens worst case, vanuit dat alle kwik in het lichaam van de visdief bestaat uit methylkwik. Afbeelding 39: Berekende maximale procentuele toename van de totale belasting met methylkwik (body burden) van vrouwtjes en mannetjes visdieven als gevolg van de hogere concentratie door de RWE-centrale op locatie 16 (nabij de Eemshaven), gedurende één broedseizoen. Verondersteld wordt dat de visdieven het hele broedseizoen op deze locatie foerageren.

De interne kwikbelasting (body burden) in visdieven is aan het eind van het broedseizoen toegenomen met maximaal 1,2% voor scenario 1 en met 0,95% voor scenario 2. Deze percentage zijn voor beide geslachten gelijk. Conclusie: 

De toename van de interne kwikconcentratie in de visdief als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale is aan het eind van het broedseizoen maximaal 1,2%, Een dergelijk percentage valt in een tijdreeks van metingen weg tegen de jaarlijkse schommelingen die aan dergelijke metingen inherent zijn (zie bijvoorbeeld de gemeten waarden van kwik in mossel en bot in de afbeeldingen 10 en 11 van dit rapport). Om die reden is dit percentage op te vatten als een verwaarloosbare toename. Op plaatsen verder weg van de centrale zal de invloed van de RWE-centrale nog geringer zijn.

Door de eliminatie van kwik door vrouwtjes via de eieren, raken vervolgens de eieren belast met kwik. De mate waarin is bekend. In het kader van Trilateral Monitoring and Assessment Program (TMAP) is er namelijk vanaf 1998 onderzoek gedaan naar kwik in de eieren van de visdieven en scholekster in en om de Waddenzee. De monitoringsplaatsen zijn weergegeven in afbeelding 40.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

87


Afbeelding 40: Monitoringsplaatsen voor kwikcontaminatie in de eieren van visdieven en scholeksters: 1 Balgzand, 2 Griend, 3 Julianapolder, 4 Schiermonnikoog, 5 Delfzijl, 6 Dollard, 7 Baltrum, 8 Minsener Oog, 9 Mellum, 10 Hullen, 11 Neufelderkoog, 12 Trischen, 13 Norderoog, (tot 2006), 14 Hooge (sinds 2007), 16 Langlie (Becker & Dittman 2009).

De resultaten zijn als gemiddelden weergegeven in afbeelding 41. Wij gaan er worst case van uit dat alle kwik bestaat uit methylkwik.

Afbeelding 41: Gemiddelde concentratie methylkwik in ng/g (=µg/kg) natgewicht in de eieren van de visdief, monsters genomen op locaties weergegeven in afbeelding 40, met 95% betrouwbaarheidsinterval. De locaties 10 en 11 liggen in het modelgebied van deze studie naar de effecten van de RWE-centrale. De nummers van de locaties corresponderen overigens niet met de gelijknamige modelpunten in deze studie.

Conclusies: 

De gemiddelde ophoping van kwik in eieren van de visdief in de Natura 2000-gebieden Waddenzee en Niedersächsisches Wattenmeer varieert van 180 – 300 ng/gram natgewicht. De maximale ophoping ligt in dit gebied rond de 375 ng/g. Eieren uit de kolonie bij Delfzijl scoren zelfs relatief laag ten opzichte van andere gebieden.

88

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief




De drempelwaarde (no effect) van de USEPA voor kwik in vogeleieren is 500 ng/g. Deze drempelwaarde wordt in de Nederlandse en Duitse Natura 2000-gebieden niet overschreden.



Opvallend is de hogere ophoping in een kolonie op het monitoringspunt 11 in Sleeswijk-Holstein. Deze kolonie ligt echter aan de monding van de Elbe. Een eventuele toevoeging vanuit de RWE-centrale in de Eemshaven is daar ter plaatse dermate klein dat enige invloed van deze centrale is uitgesloten. Een overschrijding van de no effect drempelwaarde van de USEPA door de bijdrage van de RWE-centrale kan worden uitgesloten.

9.4.5

GEWONE ZEEHOND (Phoca vitulina)

Omdat er evenmin metingen bekend zijn van kwikgehalten in zeehonden, is het ook in dit geval niet mogelijk om de berekende absolute concentraties te valideren. Wel is het mogelijk om de relatieve toename in beeld te brengen voor de situatie waarin de concentratie in water en voedsel (middelgrote vissen) is verhoogd als gevolg van de RWE-centrale. Het model is doorgerekend voor de periode van 27 jaar, de volle leeftijd van een gewone zeehond. Afbeelding 42 toont voor beide scenario’s de situatie aan het einde van het zevenentwintigste jaar. Aangenomen is dat het gaat om zeehonden die zich uitsluitend voeden met vissen die hun hele leven rond het modelpunt 16 (nabij de Eemshaven) hebben geleefd. Tevens is aangenomen dat alle kwik bestaat uit methylkwik. Beide zijn worst case aannamen.

Afbeelding 42. Berekende maximale procentuele toename van de totale belasting met methylkwik (body burden) van zeehonden na 27 jaren als gevolg van de hogere concentratie door de RWE-centrale op locatie 16 (nabij de Eemshaven). Verondersteld wordt dat de zeehonden zich hun hele leven voeden met vis afkomstig van locatie 16 (nabij de Eemshaven).

De interne concentratie methylkwik in gewone zeehonden is aan het eind van het 27 ste jaar (aan het eind van hun leven) door de kwikemissies uit de RWE-centrale op locatie 16 verhoogd met 1,78% in scenario 1 en met 1,53% in scenario 2. Op modelpunt 15 (Eems, ter hoogte van de Bocht van Watum) is de toename 1,39% respectievelijk 1,16%. Conclusies:

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

89




De toename van de interne concentraties van methylkwik in de zeehond als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale is aan het eind van het leven van de zeehond maximaal 1,78% in scenario 1 en nog minder in scenario 2. Een dergelijk percentage valt in een tijdreeks van metingen weg tegen de jaarlijkse schommelingen die aan dergelijke metingen inherent zijn (zie bijvoorbeeld de gemeten waarden van kwik in mossel en bot in de afbeeldingen 10 en 11 van dit rapport). Om die reden is dit percentage op te vatten als een verwaarloosbare toename. Als zeehonden voor een deel van hun voedsel vissen vangen die buiten het Eems-Dollardgebied zijn opgegroeid, bijvoorbeeld op de Noordzee of de Waddenzee, dan zal de invloed van de RWE-centrale nog geringer zijn.

9.4.6

BRUINVIS (Phocaena phocaena)

In tegenstelling tot de zeehonden zijn van bruinvissen wel kwikgehalten in het lichaam bekend. Deze werden in de Deense wateren verzameld door Joiris et. al. (2012). Met behulp van kengetallen uit deze studie konden wij het accumulatiemodel voor de bruinvis calibreren. Afbeeldingen 43 en 44 tonen de accumulatie gedurende de twaalf levensjaren van een bruinvis, zowel zonder als met de bijdrage vanuit de RWE-centrale. Afbeelding 43 toont, alleen voor het conservatieve scenario 1, de interne kwikconcentraties in het lichaam van de bruinvis aan het einde van elk jaar. Afbeelding 44 toont voor beide scenario’s de situatie aan het einde van het twaalfde jaar. Aangenomen is dat het gaat om bruinvissen die zich uitsluitend voeden met vissen die hun hele leven rond het modelpunt 16 (nabij de Eemshaven) hebben geleefd. Tevens is aangenomen dat alle kwik bestaat uit methylkwik. Beide zijn worst case aannamen.

Afbeelding 43: Berekende concentraties methylkwik in bruinvis (Phocaena phocaena) gedurende de eerste twaalf levensjaren, in µg/kg natgewicht. Worst case is aangenomen dat de bruinvis zich zijn hele leven voedt met vissen die afkomstig zijn van locatie 16 (nabij de Eemshaven). Alleen scenario 1 is afgebeeld, zonder en met de kwikemissies vanuit de RWE-centrale.

Afbeelding 44: Berekende concentraties methylkwik in bruinvis (Phocaena phocaena) in het twaalfde levensjaar, in mg/kg natgewicht. Scenario’s 1 en 2, zonder en met de kwikemissies vanuit de RWE-centrale. Worst case is aangenomen dat de bruinvis zich zijn hele leven voedt met vissen die afkomstig zijn van locatie 16 (nabij de Eemshaven).

90

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


De interne concentraties methylkwik in bruinvissen is aan het eind van het twaalfde jaar (aan het eind van het leven) opgelopen tot circa 12 mg/ kg natgewicht (zie afbeelding 44). De kwikemissies uit de RWEcentrale voegt daar 1,80% aan toe in scenario 1 en 1,55% in scenario 2. Conclusies: 

Bruinvissen die zich jaarrond voeden met vis van locatie 16 hebben een gerede kans op accumulatie van (methyl)kwik in hun lichaam. Dat is ook al zo in de huidige situatie, zonder de bijdrage van RWE.



De toename van methylkwik in de bruinvis als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale is aan het eind van zijn leven maximaal 1,80% in scenario 1 en nog minder in scenario 2. Een dergelijk percentage valt in een tijdreeks van metingen weg tegen de jaarlijkse schommelingen die aan dergelijke metingen inherent zijn (zie bijvoorbeeld de gemeten waarden van kwik in mossel en bot in de afbeeldingen 10 en 11 van dit rapport). Om die reden is dit percentage op te vatten als een verwaarloosbare toename. Als bruinvissen voor een deel van hun voedsel vis vangen die buiten het Eems-Dollardgebied is opgegroeid, bijvoorbeeld op de Noordzee of de Waddenzee, dan zal de invloed van de RWE-centrale nog geringer zijn.

9.5

ACCUMULATIE VAN KWIK IN ORGANISMEN OP MOSSELBANK M4

Voor mosselen en scholeksters is het bioaccumulatiemodel gebouwd met de gegevens van het modelpunt M4, een mosselbank onder Borkum. Deze mosselbank ligt het dichtst bij in stroomafwaartse richting van de centrale in de Eemshaven. Dit is gedaan omdat op het modelpunt Loc16 geen droogvallende mosselbanken en daardoor geen scholeksters voorkomen.

9.5.1

MOSSEL (Mytilus edulis)

Wij hebben de accumulatie in de mossel gedurende één jaar doorgerekend. Dat is voldoende, omdat het model al na drie dagen tot een evenwicht blijkt te komen. De volgende levensjaren van de mossel tonen bij een gelijkblijvende waterconcentratie gelijke interne concentraties. Afbeelding 45 toont de gemiddelde interne kwikconcentratie in het lichaam van de mossel gedurende dat jaar. Onze worst case aanname is dat ongeveer de 50% van het berekende kwik in het lichaam aanwezig is als methylkwik.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

91


Afbeelding 45: Berekende concentraties methylkwik in de mossel (Mytilus edulis) na één jaar, in mg/kg natgewicht. Sscenario’s 1 en 2 zijn afgebeeld, zonder en met de kwikemissies vanuit de RWE-centrale.

De interne concentraties methylkwik in de mossel is aan het eind van het seizoen opgelopen tot maximaal 0,013 mg/ kg natgewicht in scenario 1 en 0,0115 in scenario 2 (zie afbeelding 45). De kwikemissies uit de RWE-centrale voegt daar maximaal 1,75% aan toe in scenario 1 en maximaal 1,34% in scenario 2. Er is bij de mossel op deze, betrekkelijk nabij de centrale gelegen locatie, geen duidelijk patroon van kwikaccumulatie. Conclusies: 

De maximale concentratie kwik in een mossel loopt op locatie M4 op tot maximaal 0.013 mg/kg natgewicht in scenario 1 (het conservatieve scenario).



De toename van de kwikconcentraties als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale is aan het eind van het seizoen van de mossel maximaal 1,75% in scenario 1 en nog aanzienlijk minder in scenario 2.



Een dergelijk percentage valt in een tijdreeks van metingen weg tegen de jaarlijkse schommelingen die aan dergelijke metingen inherent zijn (zie bijvoorbeeld de gemeten waarden van kwik in mossel en bot in de afbeeldingen 10 en 11 van dit rapport). Om die reden is dit percentage op te vatten als een verwaarloosbare toename. Bij gebrek aan een duidelijk accumulatiepatroon in de mossel is ook in volgende jaren geen substantiële toename als gevolg van de kwikemissies uit de RWE-centrale te verwachten.

9.5.2

SCHOLEKSTER (HAEMATOPUS OSTRALEGUS)

Ook bij de scholekster ontbreken meetgegevens over de interne concentraties van kwik. Daardoor is ook hier geen calibratie aan meetdata mogelijk. Wel is het mogelijk om met de overige gegevens een model te bouwen dat de relatieve toename van de interne concentratie als gevolg van de RWE-centrale berekent. Wij presenteren de gegevens in de vorm de relatieve toename van de kwikbelasting in de scholekster (body burden) na één jaar. Het is niet aannemelijk dat in andere jaren een substantieel hoger of lager percentage zou gelden. Voor scholeksters is geen onderscheid gemaakt tussen de zomers en ’s winters in Nederland verblijvende dieren. Uitgegaan is van een worst case situatie waarbij het dier het hele jaar door op mosselbank M4 foerageert. Wij gaan er bovendien worst case van uit dat alle kwik bestaat uit methylkwik.

92

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Afbeelding 46: Berekende maximale toename (in procenten) van de totale belasting met methylkwik (body burden) van vrouwtjes en mannetjes scholekster als gevolg van de hogere concentratie door de RWE-centrale op de mosselbank M4 (nabij Borkum), gedurende één jaar. Verondersteld is dat de scholeksters het hele jaar op deze mosselbank foerageren.

De toename in het lichaam van de scholekster van de totale kwikbelasting hebben wij voor mannelijke en vrouwelijke dieren apart berekend. Deze is als gevolg van de kwikemissies uit de RWE-centrale maximaal 2 procent in het conservatieve scenario 1 en maximaal 1,7 % in scenario 2. Voor de maximale toename van de interne concentratie blijkt er geen verschil tussen de manlijke en de vrouwelijke dieren. Door de eliminatie van kwik door vrouwtjes via de eieren, raken de eieren belast met kwik. De mate waarin is bij scholeksters bekend, want in het kader van Trilateral Monitoring and Assessment Program (TMAP) is er vanaf 1998 onderzoek gedaan naar kwik in de eieren van de visdieven en scholekster in en om de Waddenzee. De monitoringsplaatsen zijn weergegeven in afbeelding 40. De gemiddelde waarden per locatie zijn weergegeven in afbeelding 47.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

93


Afbeelding 47: Gemiddelde concentratie methylkwik in µg/kg natgewicht in de eieren van de scholekster, monsters genomen op locaties weergegeven in afbeelding 40, met 95% betrouwbaarheidsinterval. De locaties 3, 5 en 6 bevinden zich in het modelgebied van deze studie. De nummers corresponderen overigens niet met de gelijknamige modelpunten in deze studie.

Met de gegevens uit deze studie was het voor ons mogelijk om concentraties in het ei te berekenen, alsmede de toename als gevolg van de kwikemissies uit de RWE-centrale. Ook hier gaan wij er worst case van uit dat alle kwik bestaat uit methylkwik.

Tabel 22: Met het bioaccumulatiemodel berekende toename van de kwikconcentratie in eieren van scholeksters die zich jaarrond uitsluitend voeden met mosselen van mosselbank M4.

Scenario 1

Zonder RWE (ng/g) 110.3

Met RWE (ng/g) 111.8

Toename (%) 1.4

Scenario 2

110.4

101.3

0.95

Conclusies: 

De toename van de interne concentraties in scholeksters als gevolg van de RWE-centrale is maximaal 2 procent in het conservatieve scenario 1 en 1,7 % in scenario 2. Een dergelijk percentage valt in een tijdreeks van metingen weg tegen de jaarlijkse schommelingen die aan dergelijke metingen inherent zijn (zie bijvoorbeeld de gemeten waarden van kwik in mossel en bot in de afbeeldingen 10 en 11 van dit rapport). Om die reden is dit percentage op te vatten als een verwaarloosbare toename. Op plaatsen verder weg van de centrale zal de invloed van de RWE-centrale nog geringer zijn.



De hoeveelheid kwik in de eieren van scholeksters in de Nederlandse Waddenzee varieert tussen 150 en 250 µg/kg natgewicht (zie afbeelding 47).



Als gevolg van het kwik uit de RWE-centrale neemt de concentratie in de eieren nauwelijks toe. De toename is 1,4% in scenario 1 en 0,95% in scenario 2. Ook dergelijk geringe percentages vallen in een tijdreeks van metingen weg tegen de jaarlijkse schommelingen die aan dergelijke metingen inherent zijn (zie bijvoorbeeld de gemeten waarden van kwik in mossel en bot in de afbeeldingen 10 en 11 van dit rapport). Om die reden is dit percentage op te vatten als een verwaarloosbare toename.

94

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


9.6

BEREKENDE CONCENTRATIES IN SCHELPDIEREN EN VISSEN

Met het GLM-regressie model hebben wij voor het Eems-Dollard estuarium de concentraties methylkwik in schelpdieren en vissen berekend.

9.6.1

SCHELPDIEREN

De analyses voor schelpdieren werden uitgevoerd met de dataset van mosselbank M7 (onder Juist).

Afbeelding 48: Berekening van de jaargemiddelde interne concentraties van totaalkwik, met de GLM-regressieanalyse berekend voor schelpdieren op de locatie M7.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

95


Afbeelding 49. Berekening van de jaargemiddelde interne concentraties van methylkwik, met de GLM-regressieanalyse berekend voor schelpdieren op de locatie M7.

Conclusie: 

De gehalten aan totaalkwik en methylkwik in schelpdieren nemen onder invloed van de RWE-centrale bij beide scenario’s slechts marginaal toe.



De gehalten blijven op de mosselbank M7 onder de Europese richtwaarde voor methylkwik, ook met de bijdrage van de RWE-centrale.

9.6.2

VISSEN

Op dezelfde wijze werden de concentraties methylkwik berekend voor bodembewonende vissen (benthische vissen). De kwikconcentraties in zeewater en sediment en de abiotische omstandigheden zijn ontleend aan de modellocatie 16, het punt het dichtst bij de Eemshaven.

96

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Afbeelding 50: Berekening van de jaargemiddelde interne concentraties van methylkwik, met de GLM-regressieanalyse berekend voor vissen op de locatie 16 (nabij de Eemshaven).

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

97


Conclusies: 

De gehalten aan methylkwik in de categorie kleine vissen nemen in beide scenario’s als gevolg van de emissies vanuit de RWE-centrale slechts marginaal toe: 0,1% in scenario 1 en 0,08% in scenario 2. In de categorie grote vissen neemt het gehalte methylkwik als gevolg van de emissies vanuit de RWE-centrale in beide scenario’s toe met 0,09% toe. Ook dergelijk geringe percentages vallen in een tijdreeks van metingen weg tegen de jaarlijkse schommelingen die aan dergelijke metingen inherent zijn (zie bijvoorbeeld de gemeten waarden van kwik in mossel en bot in de afbeeldingen 10 en 11 van dit rapport). Om die reden is dit percentage op te vatten als een verwaarloosbare toename.

9.7

BEREKENDE ECOLOGISCHE MILIEURISICO’S

Met het SSD-model is de toename van de ecologische milieurisico’s van alle modelpunten en geselecteerde mosselbanken in het modelgebied berekend. Deze modelberekeningen zijn gemaakt voor kwikdichloride (HgCl2), uit de groep Hg(II). Eenzelfde berekening voor methylkwik kan niet met voldoende betrouwbaarheid worden gemaakt, omdat hiervoor slechts 5 NOEC’s en LOEC’s beschikbaar zijn.Als invoer zijn de berekende kwikgehaltes uit het Delft 3D WAQ model gebruikt. Afbeelding 51 toont het ecologische risico bij huidige concentraties van kwikdichloride in het Eems-Dollard gebied. Afbeelding 52 laat zien wat de toename is als gevolg van de kwikemissies uit de RWE-centrale. De toename is uitgedrukt in procenten ten opzichte van de situatie in afbeelding 51.

98

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Afbeelding 51: Ecologische milieurisico’s in het conservatieve scenario (scenario 1) van kwikdichloride(Cl2Hg) in de huidige situatie (zonder RWE) op de 16 modelpunten en de 7 geselecteerde mosselbanken in het studiegebied, berekend met het SSD-model.

Afbeelding 52. Toename van de ecologische milieurisico’s in het conservatieve scenario (scenario 1) door kwikdichloride(Cl2Hg) als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale, uitgedrukt in procenten. Deze toename is berekend met het SSD-model.

De maximale toename van het ecologisch milieurisico van kwikdichloride als gevolg van de RWE-centrale is voor deze lagere trofische niveaus en vissen in scenario 1 maximaal 0,00125% op de locatie 16 en M3.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

99


Conclusies: 

Het SSD-model berekent op sommige punten in het Eems-Dollard estuarium met de huidige gehalten kwikdichloride (dus zonder de bijdrage van RWE) bij de lagere trofische niveaus en de vissen een ecologisch risico van maximaal 0,50%. Dat is ver onder de 5% die ecotoxicologen bij het SSD-model als grens voor ecologische schade op systeemniveau aanhouden (zie paragraaf 8.7). De conclusie dat het Eems-Dollard estuarium door kwik reeds zwaar is belast wordt dus niet door het SSD-model gestaafd.



Het SSD-model berekent toenames van het ecologisch milieurisico voor de lagere trofische niveaus en vissen als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale van minder dan 1%.



Een dergelijk gering percentage valt in een tijdreeks van metingen weg tegen de jaarlijkse schommelingen die aan dergelijke metingen inherent zijn (zie bijvoorbeeld de gemeten waarden van kwik in mossel en bot in de afbeeldingen 10 en 11 van dit rapport). Om die reden is dit percentage op te vatten als een verwaarloosbare toename.

100

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


10

Beoordeling kwikemissies in het Waddengebied 10.1

INLEIDING

Uit de verspreidingsmodellen in de hoofdstukken 5, 6 en 7 blijkt dat de toename van de kwikconcentraties zich beperken tot het Eems-Dollard estuarium en de aangrenzende kustzeeën in Nederland en Duitsland. Zeewater dat in contact staat met de kwikemissies uit de ABI van de RWE-centrale is daarin de dominante factor, substantieel meer dan de door de centrale veroorzaakte atmosferische depositie. Uit de bioaccumulatiemodellen (hoofdstukken 8 en 9) blijkt bovendien dat de verschillen tussen de situatie met en zonder de bijdrage van de RWE-centrale zich nauwelijks van elkaar laten onderscheiden, zelfs bij organismen die zich permanent voeden in het gebied dat het meest door de RWE-centrale wordt beïnvloed. Onze bioaccumulatiemodellen zijn zo opgebouwd dat zij in feite voor deze organismen een worst case situatie in beeld brengen. Waar de bioaccumulatiemodellen voor die situaties een verwaarloosbaar effect berekenen voor de bijdrage van RWE, betekent dit dat effecten nog vele malen geringer zijn voor organismen die zich voeden met voedsel dat afkomstig is uit verder weg gelegen gebieden of met voedsel dat weinig relatie onderhoudt met het gecontamineerde zeewater, zoals de binnendijkse gebieden, de duingebieden en de hogere delen van de kwelders. Uit hoofdstuk 5 blijkt bovendien dat de atmosferische depositie in de terrestrische gebieden te gering is voor een zichtbaar of meetbaar effect op de daar levende fauna. Dit betekent dat de kwikemissies vanuit de RWE-centrale alleen hoeven te worden beoordeeld voor de Natura 2000-gebieden in het Nederlandse en Duitse Waddengebied en de aangrenzende Noordzeekustzone. Daarbij gaat het om de volgende gebieden: Nederlandse Natura 2000-gebieden 

Waddenzee



Noordzeekustzone

Duitse Habitatrichtlijngebieden 

Nationalpark Niedersächsisches Wattenmeer



Unterems und Auβenems.



Hund und Paapsand

Duitse Vogelrichtlijngebieden 

Niedersächsisches Wattenmeer und angrenzendes Küstenmeer



Krummhörn

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

101




Emschmarsch von Leer bis Emden



Hund und Paapsand

10.2

ALGEMEEN

Bij het lezen van dit hoofdstuk is het goed te realiseren dat wij in berekeningen en gepresenteerde gegevens zijn uitgegaan van een stapeling van worst case situaties. Accumulatie hebben wij bekeken op de plekken met de hoogste toename door RWE (nabij de Eemshaven), bij een voor het systeem ongunstige verhouding van de verschillende soorten kwik in de atmosferische depositie en door veel kwik (en bij de hogere organismen alle kwik) in de organismen toe te rekenen aan het giftige en accumulerende methylkwik. Daarmee hebben wij de meest ongunstige situatie geschetst voor de accumulatie van kwik in het Waddenmilieu. De uitkomsten van de diverse modelstudies samenvattend komen wij tot de volgende conclusies over de omvang van de toename: 1. Het Delft 3D WAQ-model laat zien dat de toename van de diverse componenten van kwik in zeewater en in sediment als gevolg van de RWE-centrale nergens hoger is dan 2%. 2. De met de bioaccumulatiemodellen voor deze meest ongunstige situaties berekende toename van de accumulatie als gevolg van de RWE-centrale is voor de bestudeerde organismen maximaal 2,13%, op de plaats met de hoogste toename van de kwikconcentratie door RWE. De berekende maximale toename van de kwikconcentratie in zeezoogdieren door de RWE-centrale is aan het eind van hun leven niet meer dan 1,78%. Dergelijke percentages vallen in een tijdreeks van metingen weg tegen de jaarlijkse schommelingen die aan dergelijke metingen inherent zijn (zie bijvoorbeeld de gemeten waarden van kwik in mossel en bot in de afbeeldingen 10 en 11 van dit rapport). Dergelijk lage percentages zijn op te vatten als een verwaarloosbare toename. 3. De toepassing van het GLM-model en het SSD-model ondersteunt de uitkomsten van de bioaccumulatiemodellen, in die zin dat ook zij constateren dat de toename van de kwikconcentraties in de diverse lagere organismen verwaarloosbaar is. Dat de maximale toename rond de 2% ligt (en meestal lager) is overigens niet verwonderlijk: ook de maximale toename van de kwikconcentraties in de Eems ligt als gevolg van de emissie van RWE in deze ordegrootte. Gezien het verband tussen de externe en de interne kwikconcentraties (zie paragraaf 8.5.2) is het niet te verwachten dat de accumulatietoename op een heel ander percentage zou uitkomen. Bij de beoordeling dient voorts steeds in ogenschouw te worden genomen dat de verschillen tussen de huidige situatie (referentie) en de toekomstige situatie met RWE volstrekt in het niet vallen bij de verschillen die tussen de verschillende locaties in het Eems-Dollard estuarium bestaan. Afbeelding 53 toont de berekende methylkwikconcentraties in haring voor verschillende modellocaties in een gradiënt van de Noordzee naar de noordkant van de Dollard. De verschillen tussen de scenario’s en de referenties zijn marginaal, terwijl de verschillen tussen de locaties zeer groot zijn. In de gradiënt is de invloed van de Eems duidelijk zichtbaar. Dit wijst er op dat de kwikconcentraties die door de Eems worden aangevoerd veel dominanter zijn dan de invloed van de RWE-centrale.

102

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Afbeelding 53: Berekende concentraties methylkwik in haring op verschillende modelpunten op de as van de noordelijke Dollard (locatie 14) naar de Noordzee (locatie 7). De pijl geeft aan waar de RWE-centrale in de gradiënt is gelegen en haar grootste bijdrage levert aan de kwikconcentraties.

Conclusie: 

De verschillen tussen de referentiesituaties en de beide scenario’s vallen volledig in het niet vergeleken met de verschillen tussen de locaties onderling. De invloed van de Eems als kwikbron is vele malen groter dan de bijdrage van de RWE-centrale.

10.3

TOETSING AAN DE INSTANDHOUDINGSDOELEN

In deze paragraaf beoordelen wij of de kwikemissies vanuit de RWE-centrale kunnen leiden tot een effect op de instandhoudingsdoelen van de relevante Natura 2000 gebieden. Voor een overzicht van de instandhoudingsdoelen en de staat van instandhouding van de diverse aangewezen soorten in deze gebieden verwijzen wij naar bijlage 2 van dit rapport.

10.3.1

VISSEN

Tot deze groep behoren de soorten fint, rivierprik en zeeprik. Zeeprik De zeeprik is aangewezen met behoudsdoelstellingen voor de omvang en de kwaliteit van het leefgebied en een verbeterdoelstelling voor de omvang van de populatie in de Waddenzee, de Noordzeekustzone en het Nationalpark Niedersächsisches Wattenmeer. De staat van instandhouding is in Nederland gekarakteriseerd als matig gunstig en in Duitsland als onbekend.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

103


De zeeprik is een anadrome vissoort, dat wil zeggen: een soort die op zee leeft en die als volwassen dier de rivieren optrekt om te paaien. De Waddenzee en de Eems vormen een toegangspoort naar de paaigebieden in Duitsland. Het grootste deel van hun leven verblijven zij in de Noordzee. De zeeprik maakt alleen tijdens de passage naar en van de paaigebieden (kortdurend) gebruik van het Eems-Dollard estuarium, waar de toename van de concentraties door de RWE-centrale het grootst is. Daarnaast is de Waddenzee ook, zij het van beperkt belang, leefgebied voor de prikken in volwassen stadia. De zeeprik is zeldzaam in Nederland en in de Waddenzee. Volwassen prikken voeden zich met weefsel van andere vissen en zelfs bruinvissen. Tijdens de trek naar en van de paaigebieden nemen de prikken geen voedsel tot zich. (http://www.ravon.nl/Infotheek/Soortinformatie/Vissen/Zeeprik/tabid/1477/Default.aspx) Uit bovenstaande volgt dat de zeeprik voornamelijk voorkomt op de Noordzee, waar de kwikconcentraties niet toenemen door de emissies vanuit de RWE-centrale. Tijdens de trek voeden de zeeprikken zich niet. Dat betekent dat zeeprikken slechts incidenteel in contact komen met voedsel afkomstig van plaatsen met verhoogde kwikconcentraties vanwege de RWE-centrale. Een significant negatief effect van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale op de instandhoudingsdoelen van de zeeprik kan derhalve worden uitgesloten. Voor een goede staat van instandhouding en voor de vergroting van de populatie is het nodig de diverse barrières op de trekroutes te slechten en daarnaast de waterkwaliteit in de paaigebieden te verbeteren. Daarbij gaat het vooral om een betere zuurstofhuishouding van het water (concept ontwerp Natura 2000beheerplan Waddenzee, april 2014). De kwikemissies vanuit de RWE-centrale hebben daar geen invloed op en staan de realisatie van het instandhoudingsdoel niet in de weg. Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de zeeprik en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de instandhoudingsdoelen voor de zeeprik. Rivierprik De zeeprik is aangewezen met behoudsdoelstellingen voor de omvang en de kwaliteit van het leefgebied en een verbeterdoelstelling voor de omvang van de populatie in de Waddenzee en de Noordzeekustzone. De staat van instandhouding is gekarakteriseerd als matig gunstig. Ook de rivierprik is een anadrome vissoort, dat wil zeggen: een soort die op zee leeft en die als volwassen dier de rivieren optrekt om te paaien. In Nederland paait de rivierprik onder andere in het Drentsche Aa gebied, waarvoor de Waddenzee en de Eems een toegangspoort is. Ook deze soort verblijft het grootste deel van zijn leven zij in de Noordzee. De soort is zeldzaam in de Waddenzee. De rivierprik maakt alleen tijdens de passage naar en van de paaigebieden (kortdurend) gebruik van het Eems-Dollard estuarium, waar de toename van de concentraties door de RWE-centrale het grootst is. Volwassen prikken voeden zich met weefsel van andere vissen en zelfs bruinvissen. Tijdens de trek naar en van de paaigebieden nemen de prikken geen voedsel tot zich. (http://www.ravon.nl/Infotheek/Soortinformatie/Vissen/Rivierprik/tabid/1477/Default.aspx) Uit bovenstaande volgt dat de rivierprik voornamelijk voorkomt op de Noordzee, waar de kwikconcentraties niet toenemen door de emissies vanuit de RWE-centrale. Tijdens de trek voeden de zeeprikken zich niet. Dat betekent dat zeeprikken slechts incidenteel in contact komen met voedsel afkomstig van plaatsen met verhoogde kwikconcentraties vanwege de RWE-centrale. Een significant negatief effect van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale op de instandhoudingsdoelen van de zeeprik kan derhalve worden uitgesloten.

104

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


De verbeterdoelstelling voor de omvang van de populatie kan alleen worden gerealiseerd door de diverse barrières op de trekroutes te slechten en daarnaast de waterkwaliteit in de paaigebieden te verbeteren. Bij dit laatste gaat het vooral om een betere zuurstofhuishouding van het water (concept ontwerp Natura 2000beheerplan Waddenzee, april 2014). Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de rivierprik en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de instandhoudingsdoelen voor de rivierprik. de delen van de Natura 2000-gebieden die op grotere afstand liggen. Fint Voor de fint gelden instandhoudingsdoelen voor de Waddenzee, de Noordzeekustzone en het Natura 2000gebied Unterems & Auβenems. De staat van instandhouding is in Nederland gekarakteriseerd als zeer ongunstig en in Duitsland als gemiddeld tot slecht. Voor de fint gelden behoudsdoelstellingen voor de omvang en de kwaliteit van het leefgebied en een verbeterdoelstelling voor de omvang van de populatie. Ook de fint (een haringachtige) is een anadrome vissoort, dat wil zeggen: een soort die op zee leeft en die als volwassen dier de rivieren optrekt om te paaien. Paai vindt plaats in het late voorjaar in ondiep water boven zandplaten in het (net) zoete gedeelte van het getijdengebied. De soort is daardoor afhankelijk van zoet-zout overgangen. Het Waddengebied is voor de fint van belang als doortrek- en van beperkt belang als opgroeigebied. De meeste finten leven op de Noordzee, waar de kwikconcentraties niet door de RWEcentrale toenemen. Het Eems-Dollard estuarium wordt alleen gebruikt voor de doortrek naar de paaigebieden, die meer stroomopwaarts in het zoete water liggen. Het gebied waar de verhoogde kwikconcentraties vanwege de RWE-centrale optreden is dus in tijd gezien geen belangrijk leefgebied voor deze vissoort. Doordat de fint het overgrote deel van zijn leven buiten de invloedsfeer van de RWE-centrale leeft, is een significant negatief effect van de centrale op de instandhoudingsdoelen uitgesloten.

De laatste jaren is er in de populatie van finten een positieve trend waarneembaar. Vanaf 1994 neemt het aantal Finten langs de Nederlandse kust en in de benedenrivieren weer toe (Profieldocument fint en concept ontwerp Natura 2000-beheerplan). Opmerkelijk is het feit dat er in afgelopen jaren voor het eerst sinds vele jaren weer jonge Finten in ons land worden gesignaleerd, voornamelijk in het Eems-Dollard estuarium. Grote populaties van de fint komen nog voor in de Elbe en enkele Engelse en Franse rivieren aan de Noordzee en de Atlantische Oceaan. Daarbij valt op dat vooral het Elbe-estuarium een aanzienlijk hogere kwikbelasting heeft dan het Eems-Dollard estuarium, ook als de kwikemissie van RWE daarbij wordt opgeteld. Ondanks die hogere kwikbelasting in de Elbe komt de fint daar in relatief grote hoeveelheid voor. Op basis daarvan concluderen wij dat de kwikbelasting geen negatieve invloed heeft op de populatie finten. De ongunstige staat van instandhouding van de fint wordt vooral veroorzaakt doordat de bovenstroomse paaigebieden door sluizen, stuwen, kanalisaties en industriële complexen onbereikbaar zijn en vaak ook vernietigd (Profielendocument fint). De benedenloop van de Eems is een groot deel van het jaar zuurstofloos en bezet door vloeibare modder (fluïd mud), waardoor deze rivier over 10 tot 15 km voor geen enkele vis optrekbaar is (website Red de Eems). Een hogere concentratie van kwik speelt hierbij geen enkele

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

105


rol van betekenis, laat staan dat de geringe toename door de RWE-centrale daar enige invloed op zal hebben. Op grond van bovenstaande analyse kan een significant negatief effect van de RWE-centrale op de instandhoudingsdoelen van de fint geheel worden uitgesloten. Er is geen relatie tussen de toename van de kwikconcentraties in het Eems-Dollard estuarium door de centrale en de kwaliteit van het leefgebied dat voornamelijk op de Noordzee ligt. Ook is de geringe toename van de kwikconcentratie niet van invloed op de verbeterdoelstelling voor de omvang van de populatie, omdat deze alleen kan worden gerealiseerd door verbeteringen in de optrekbaarheid van rivieren en van de paaiplaatsen.

10.3.2

ZEEZOOGDIEREN

In de relevante Natura 2000-gebieden zijn drie zeezoogdieren in de Aanwijzingsbesluiten opgenomen: gewone zeehond, grijze zeehond en bruinvis. Gewone zeehond De gewone zeehond is aangewezen voor de Waddenzee, de Noordzeekustzone, het Nationalpark Niedersächsisches Wattenmeer, Unterems & Auβenems en Hund & Paapsand. De staat van instandhouding is in alle gebieden gunstig. Voor de Waddenzee en de Noordzeekustzone gelden behoudsdoelstellingen voor de oppervlakte en de kwaliteit van het leefgebied; voor de Waddenzee geldt bovendien een uitbreidingsdoel voor de populatieomvang. De gewone zeehond komt in alle gematigde wateren in het noordelijk halfrond voor. Het is een van de wijdst verspreid voorkomende zeehondsoorten. De gewone zeehond is bovendien de meest voorkomende zeehondensoort in Nederland. In het Waddengebied is de gewone zeehond op veel plaatsen te vinden, vooral langs geulen met een steile oever. Wadplaten, drooggevallen zandbanken en rustige strandjes worden gebruikt om te rusten en jongen te werpen. Daarnaast geldt het hele Waddengebied en de Noordzeekust als jachtgebied. De gewone zeehond gebruikt ook het Eems-Dollard estuarium als voedselgebied. Er vindt ook voortplanting plaats. De meeste jongen worden geboren in het oostelijk deel van de Waddenzee, vanaf Schiermonnikoog tot en met het Eems-Dollard-gebied. In de winterperiode trekken veel gewone zeehonden naar de Noordzee, waar ze vooral in het kustgebied verblijven (concept ontwerp Natura 2000-beheerplan Waddenzee). De Nederlandse dieren maken deel uit van de zogenaamde Waddenzeepopulatie. De dieren vinden hun voedsel (vooral bodemgebonden vissen) zowel in de Waddenzee als in de aangrenzende Noordzee. De zeehond brengt ongeveer 80 procent van zijn tijd door in zee, om te foerageren, te paren en soms zelfs om te slapen. De jongen worden in de periode mei-juli geboren. Uit de door ons uitgevoerde modelberekeningen blijkt dat de hoogste belasting vanuit de RWE-centrale in het Eems-Dollard estuarium plaatsvindt, ter hoogte van het modelpunt 16 (nabij de Eemshaven). Volgens dit model neemt de interne kwikconcentratie in zeehonden die zich hun hele leven voeden met vissen van deze locatie gedurende de 27 jaar van hun leven als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale met maximaal 1,78% toe. Zoals wij reeds in paragraaf 10.2 aangaven, valt dit lage percentage weg tegen de dominante invloed van het kwik uit de Eems. Bovendien is de aanname dat de zeehonden zich hun leven lang voeden met vissen van locatie 16 niet realistisch, omdat zeehonden zeer mobiele dieren zijn die ook in gebieden met een lagere toename vanuit de RWE-centrale fourageren, bijvoorbeeld op de Noordzee. In werkelijkheid zal de toename van de kwikconcentratie in het lichaam dus veel geringer zijn.

106

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


De populatie gewone zeehonden neemt al jaren toe in zowel het Nederlandse, Duitse en Deense Waddengebied. Deze stijging treedt in geringere mate ook op in het Eemsgebied. De aantallen in de Dollard en Hond en Paap stijgen de laatste jaren eveneens (Lucke en Lindeboom, 2011). Afbeelding 54: Toename van het aantal zeehonden in de verschillende delen van de Waddenzee. (bron: www.waddenseasecetariat.org, geraadpleegd op 11 september 2014).

Hiermee in overeenstemming stijgt ook het aantal pups sinds 2007 (Lucke en Lindeboom, 2011). Afbeelding 55: Aantallen pups in de Eems gebieden. Gebiedsnummers: 9, Sparregat; 10, Hond en Paap; 11, Dollard; 20, Borkum (Duitsland) en 21, zuid van Borkum of Ranzelgat (Duitsland). N.B. gebied 20 en 21 werden in 2007 niet geteld (Lucke en Lindeboom, 2011).

De populatiegroei in het Eems-Dollard estuarium duidt er op dat een gezonde populatie kan bestaan bij de huidige kwikconcentraties op het modelpunt 16 en zelfs bij de door de Eems aangevoerde hogere

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

107


concentraties in het zuidelijk deel van het estuarium, zoals in de Dollard en Hund & Paapsand12. Het behalen van de instandhoudingsdoelen wordt door de huidige kwikconcentraties niet in gevaar gebracht. Dit verandert ook niet door de marginale toevoeging van kwik door RWE. Significante effecten zijn dan ook uitgesloten. Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de gewone zeehond en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de instandhoudingsdoelen voor de gewone zeehond. Grijze zeehond De grijze zeehond is aangewezen voor de Waddenzee en de Noordzeekustzone. De staat van instandhouding is matig gunstig. Voor de soort gelden uitsluitend behoudsdoelstellingen. Grijze zeehonden komen in lage aantallen in het Eems-Dollard gebied voor, en vrijwel uitsluitend ten noorden van Borkum (IMARES, 2009). Verreweg de meeste grijze zeehonden bevinden zich echter in het westelijke Waddengebied, dus in het deel waar de kwikconcentraties door de RWE-centrale niet zullen worden verhoogd. De grijze zeehonden die in het Eemsgebied voorkomen houden zich vooral ten noorden van Borkum op, waar de zandbank vrijwel permanent droog ligt. Ook hier treden geen verhoogde kwikconcentraties op vanwege de RWE-centrale Gezien de in grote lijnen overeenkomstige levenswijze en de vergelijkbare voedselkeuze is een vergelijking met de modeluitkomsten van de gewone zeehond mogelijk. Uit de door ons uitgevoerde modelberekeningen blijkt dat de hoogste belasting vanuit de RWE-centrale in het Eems-Dollard estuarium plaatsvindt, ter hoogte van het modelpunt 16 (nabij de Eemshaven). Volgens onze bioaccumulatiemodellen neemt de interne kwikconcentratie in gewone zeehonden die zich hun hele leven voeden met vissen van deze locatie gedurende de 27 jaar van hun leven als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale op locatie 16 met maximaal 1,78% toe. Zoals wij reeds in paragraaf 10.2 aangaven, valt dit lage percentage weg tegen de dominante invloed van het kwik uit de Eems.Bovendien is de aanname dat de (grijze) zeehonden zich hun leven lang voeden met vissen van locatie 16 volstrekt onrealistisch, omdat grijze zeehonden zeer mobiele dieren zijn die vooral op de Noordzee, in de Westelijke Waddenzee en ten oosten van Borkum fourageren. In werkelijkheid zal de toename van de kwikconcentratie in het lichaam dus veel geringer zijn. Grijze zeehonden komen pas sinds het midden van de vorige eeuw in Nederland voor, na eerder in het Neolithicum te zijn uitgestorven. De vermoedelijke herkomst van de nieuwvestiging zijn kolonies aan de Britse oostkust. Pas aan het eind van de jaren ’70 vindt voor het eerst voortplanting plaats. Sindsdien is de populatie sterk gegroeid, zoals blijkt uit afbeelding 56.

Afbeelding 56: Groei van de populatie zeehonden in de Nederlandse en Duitse Waddenzee.Fluctuaties ontstaan voornamelijk door stagnatie in de reproductie door sterfte onder pups tijdens winterstormen. (Bron: Reijnders et.al., 2010).

12

De berekende toenames als gevolg van de RWE-centrale zijn hier, over het leven van een zeehond, maximaal 0,63% in

het Dollardgebied (op modelpunt 14) en maximaal 1,39% in de Bocht van Watum (op modelpunt 15).

108

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


De populatiegroei in zowel het Nederlandse als het Duitse Waddengebied duidt er op dat een gezonde populatie kan bestaan bij de huidige kwikconcentraties in het estuarium. Het behalen van de instandhoudingsdoelen wordt door de huidige kwikconcentraties niet in gevaar gebracht. Dit verandert niet door de marginale toevoeging van kwik door RWE. Significante effecten zijn dan ook uitgesloten. Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de grijze zeehond en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de instandhoudingsdoelen voor de grijze zeehond. Bruinvis De bruinvis is aangewezen voor de Noordzeekustzone en voor het Nationalpark Niedersächsisches Wattenmeer. De staat van instandhouding in Nederland ‘zeer ongunstig’ en in Duitsland ‘gut’. De bruinvis komt verspreid voor in ondiepe zeeën en kustwateren van de gematigde en subarctische delen van het noordelijke halfrond. De totale populatie in de Noordzee bedraagt naar schatting 270.000 exemplaren, waarmee de bruinvis talrijker is dan de gewone zeehond en de grijze zeehond. Ook in het Nederlandse deel van de Noordzee worden regelmatig bruinvissen gezien, echter nooit in grote aantallen bij elkaar. Ook in het Natura 2000-gebied Nationalpark Niedersächsisches Wattenmeer komt deze soort vooral voor buiten de eilanden, in de Noordzee. De laatste jaren nemen de aantallen aan de kust sterk toe. De soort is er het gehele jaar aanwezig, maar vooral in de maanden februari en maart zwemmen de dieren dicht bij de kust. In de maanden daarna nemen de aantallen wat af en verblijven de dieren weer in andere delen van de Noordzee. In de nazomer, herfst en winter keren ze vervolgens weer terug in de Nederlandse en Duitse kustwateren. De laatste jaren worden bruinvissen met regelmaat ook in de Waddenzee waargenomen. De dichtst bij zijnde grote concentratie van de soort ligt in het Duitse deel van de Noordzee ten westen van het Waddeneiland Sylt; dit is, voor zover bekend, het belangrijkste voortplantingsgebied in de centrale Noordzee. In het oostelijke Waddengebied komen bruinvissen wel voor, maar beperkt. Dit wordt bevestigd door het beperkte aantal waarnemingen (afgemeten aan 'clicks' -en visuele waarnemingen): het aantal detecties is laag en neemt af van Borkum naar Delfzijl, en het aantal is veel lager dan in het Nederlandse deel van de Noordzee. Deze gegevens bevestigen dat de omgeving van de Eemshaven (waar de toename van de kwikconcentratie als gevolg van de emissie vanuit de RWE-centrale het hoogst is) van beperkt van belang is voor de soort (IMARES 2011).

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

109


De in deze studie berekende maximale toename van de accumulatie in de bruinvis als gevolg van de RWEcentrale is na 12 jaar slechts 1,8% bij de aanname dat deze zich jaarrond voeden met vissen die zijn opgegroeid op modelpunt 16 (nabij de Eemshaven). Zoals wij reeds in paragraaf 10.2 aangaven, valt dit lage percentage weg tegen de dominante invloed van het kwik uit de Eems.In werkelijkheid is dit een worst case situatie, omdat bruinvissen vrijwel alle voedsel zullen vergaren op de Noordzee, buiten de invloedssfeer van de RWE-centrale. Hierdoor is een significant negatief effect op de populatie van de bruinvis als gevolg van de RWE-centrale uitgesloten. Joiris et al. (2001) onderzochten in Denemarken 130 gestrande bruinvissen en als bijvangst gevangen bruinvissen op onder andere kwikconcentraties. Zij deelden de dieren in drie categorieën in: goede conditie, matige conditie en slechte conditie. De concentraties kwik in lever, nieren en spierweefsel verschilden niet significant tussen de dieren met een goede of slechte conditie. Afbeelding 57 laat de biomassa en de concentraties in de diverse organen zien. Uit deze resultaten valt op te maken dat verschillen in conditie en biomassa niet gekoppeld zijn aan de kwikconcentraties in lever, nieren en spieren en dat kwik dus niet de oorzaak is van de slechte conditie of lage biomassa. Er is kennelijk geen causaal verband tussen interne kwikconcentraties en de conditie van de bruinvis. Significante effecten als gevolg van de marginale toevoeging van kwik door RWE zijn dan ook uitgesloten.

Afbeelding 57: Concentratie van methylkwik in lever, nieren en spieren en biomassa van bruinvissen van verschillende condities. Er is geen verband tussen het (methyl)kwikgehalte in de organen en een goede of slechte conditie. (Bron: Joirissen et.al. 2012)

Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de bruinvis en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten

110

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de instandhoudingsdoelen voor de bruinvis.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

111


10.3.3

VOGELS

10.3.3.1

STELTLOPERS

Tot deze groep behoren de volgende soorten: scholekster, kluut, bontbekplevier, zilverplevier, krombekstrandloper, rosse grutto, grutto, wulp, regenwulp, zwarte ruiter, groenpootruiter, witgatje, kanoet, drieteenstrandloper, paarse strandloper, kievit, tureluur, bosruiter, strandplevier, goudplevier en steenloper. Scholekster Voor de scholekster zijn instandhoudingsdoelen geformuleerd voor zowel de Nederlandse Natura 2000gebieden als voor alle relevante Duitse Vogelrichtlijngebieden. Voor de Waddenzee en de Noordzeekustzone geldt de doelstelling voor niet-broedvogels; de doelstelling betreft het behoud van het leefgebied en de verbetering van de kwaliteit ervan met een draagkracht voor 14.000 tot 16.000 vogels Waddenzee) respectievelijk 3.300 (Noordzeekustzone). De staat van instandhouding is in Nederlandse gebieden ‘zeer slecht’ en in Duitsland ‘goed’. De scholekster maakt zowel als broedvogel als voor overwintering gebruik van de Waddenzee. Tijdens het foerageren worden grote dichtheden aangetroffen in de buurt van mosselen kokkelbanken. Hoogwatervluchtplaatsen bevinden zich vaak in de buurt van foerageergebieden en bestaan uit rustige, open gebieden met een lage vegetatie zoals stranden, zandbanken, kwelders, dijken, graslanden en akkers. In de Waddenzee verzamelen zich na het broedseizoen grote groepen om te ruien en te overwinteren. Scholeksters trekken alleen weg uit Nederland bij zeer strenge winters. Scholeksters zijn in het Waddengebied voor een zeer groot gedeelte afhankelijk van schelpdieren en wormen die zij uit de drooggevallen wadplaten halen. In de bioaccumulatiemodellen in deze studie is onderzocht wat de gevolgen zijn van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale voor het voedsel van de scholekster. Voor twee locaties van mosselbanken nabij Borkum zijn berekeningen uitgevoerd van de toename van kwikconcentraties in mosselen als gevolg van de kwikemissie van RWE. In beide gevallen blijft het gehalte in de mosselen onder de Europese richtwaarde voor biota. Op basis hiervan kan worden gesteld dat het risico op bioaccumulatie via het eten van mosselen in die mate dat het schadelijk is voor hogere trofische niveaus, niet aanwezig is. De uitkomsten van het GLM-model en het SSD-model ondersteunen bovendien de conclusie dat de door de RWE-centrale veroorzaakte toename van de accumulatie van kwik in de lagere trofische niveaus waar de scholekster zich mee voedt verwaarloosbaar is. Uit de berekeningen in paragraaf 9.5.2 blijkt dat de interne kwikconcentratie in de scholekster zelf in het conservatieve scenario maximaal 2,13% toeneemt. Dit geldt voor vogels die jaarrond op de mosselbank M4 foerageren, de mosselbank die het dichtst nabij de RWE-centrale ligt. In werkelijkheid broedt slechts een gering deel van de populatie aan de kust. Het gaat om 8 tot 19% van de populatie. In het broedseizoen is de scholekster dus veel meer een weidevogel dan een wadvogel (Ens et al., 2011). Slechts een zeer klein deel van de populatie zal het hele jaar door aanwezig zijn op de mosselbank M4. Ook de scholeksters die wel aan de kust broeden foerageren in werkelijkheid niet alleen op de mosselbank M4. De berekende maximale concentratietoenames zullen zich in de praktijk dus niet voordoen. Zoals wij reeds in paragraaf 10.2 aangaven, valt dit lage percentage weg tegen de dominante invloed van het kwik uit de Eems.In delen van de Natura 2000-gebieden die verder weg liggen, zal de accumulatie nog veel minder toenemen. Uit onderzoek in het kader van het Trilateral Monitoring and Assessment Program (TMAP), geciteerd in paragraaf 9.5.2, naar de kwikgehalten in eieren van onder andere visdiefjes en scholeksters in de internationale Waddenzee, blijkt bovendien dat de gemeten kwikgehalten in eieren op diverse

112

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


monitoringslocaties in het Nederlandse deel van de Waddenzee over het geheel genomen lager zijn dan in de Duitse en Deense Waddenzee. De kwikgehalten in de eieren zijn in de hele (internationale) Waddenzee lager dan de geen effect drempel voor eieren afkomstig van USEPA (2006). Uit de modellering voor de scholekster blijkt dat ook met de kwikemissie van RWE geen sprake zal zijn van overschrijding van de drempelwaarde voor eieren. De zeer ongunstige staat van instandhouding is aan de scholekster toegekend vanwege een doorgaande neergaande trend in de aantallen overwinterende vogels in de Nederlandse Waddenzee. Die trend is zichtbaar in de gehele Waddenzee (Hornman et al., 2013). De oorzaken voor de afname in de Nederlandse Waddenzee liggen primair in problemen in de voedselsituatie (Ens et. al., 2013). Dit is het gevolg van het verdwijnen van droogvallende mosselen kokkelbanken door overbevissing in combinatie met een aantal strenge winters. Na het staken van de mosselvisserij is enig herstel van de mosselbestanden opgetreden, vooral in de oostelijke Waddenzee, maar de populatieontwikkeling blijft hierbij achter. Mogelijk speelt de vergrijzing van de populatie en de plaatstrouw van de vogels hierbij een rol. De herstellende mosselbanken raken in toenemende mate overgroeid met Japanse mosselen, die slechts moeizaam eetbaar zijn voor de scholekster en waarop lagere dichtheden foerageren. Daarnaast is er de teruggang van het nonnetjesbestand, een belangrijke alternatieve voedselbron, waarschijnlijk als gevolg van hogere watertemperaturen. Er is dus sprake van een scala aan factoren dat samen het herstel van de oorspronkelijke draagkracht en populatie zeer bemoeilijkt (Ens et al., 2011). Het voorgaande leidt tot de volgende conclusies: 

De kwikemissie vanuit de RWE-centrale zal in een worst case scenario (jaarrond foerageren op de mosselbank het meest nabij de centrale) leiden tot een toename van de bioaccumulatie van kwik van maximaal 2,1% in het conservatieve scenario 1. Zoals wij reeds in paragraaf 10.2 aangaven, valt dit lage percentage weg tegen de dominante invloed van het kwik uit de Eems.Gezien de beperkte betekenis van het Waddengebied als broedgebied en het feit dat de meeste overwinterende vogels slechts een deel van het jaar aanwezig zijn, is deze toename van 2,1% bovendien een forse overschatting van de werkelijke toename. In delen van de Natura 2000-gebieden die verder weg liggen, zal de accumulatie bovendien nog veel minder toenemen.



De uitkomsten van het GLM-model en het SSD-model ondersteunen de conclusie dat de door de RWEcentrale veroorzaakte toename van de accumulatie van kwik in de lagere trofische niveaus waar de scholekster zich mee voedt verwaarloosbaar is.



De geen effect drempel van USEPA (2006) voor de kwikconcentratie in eieren wordt niet overschreden;



De slechte staat van instandhouding van de scholekster is het gevolg van een scala aan factoren, waarvan veranderingen in de voedselsituatie de belangrijkste zijn. De kwikbelasting van de Waddenzee speelt hierbij geen rol. De verwaarloosbare verhoging van de kwikconcentratie als gevolg van de RWEcentrale zal dit ook niet veranderen.

Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de scholekster en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de instandhoudingsdoelen. Kluut Voor de kluut zijn instandhoudingsdoelen geformuleerd voor zowel de Nederlandse Natura 2000-gebieden als voor alle relevante Duitse Vogelrichtlijngebieden. Het instandhoudingsdoel voor broedvogels is gericht op behoud omvang en verbetering kwaliteit van het leefgebied met een draagkracht voor een populatie (in de Waddenzee) van 3.800 paren. Het instandhoudingsdoel voor niet-broedvogels is gericht op behoud van de omvang en kwaliteit van het leefgebied met een draagkracht van gemiddeld 6.700 vogels

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

113


(seizoensgemiddeld, in de Waddenzee). De landelijke staat van instandhouding is in Nederland aangeduid als ‘matig ongunstig’ en in Duitsland als ‘goed’. De kluut is een broedvogel van schaars begroeide terreinen nabij ondiepe (vooral zoute) wateren met een zachte slibrijke bodem zoals zilte kreken, schorren, inlagen en zandplaten. Kluten foerageren in ondiep water met losse of slikkige bodem. Van de populatie in het Waddengebied broedt 95% op de kwelders van de vastelandskust: Balgzand, kust van Wieringen, Friese en Groningse waddenkust en de Dollard. (op basis van verspreidingskaartje Netwerk ecologische monitoring op www.sovon.nl, geraadpleegd september 2014). Een kwart van de Nederlandse populatie broedt van mei tot en met half augustus in de Waddenzee. Deze vogels overwinteren grotendeels in Zuidwest-Europa en Noord-Afrika. In die zin is het gebied met de grootste toename van de kwikconcentraties vanwege de RWE-centrale voor de kluut van belang. Echter, de meeste kluten in het Eems-Dollard estuarium komen voor in de Dollard en rond de Breebaartpolder. Vooral in de Dollard zijn aanzienlijk hogere kwikconcentraties berekend dan bij de modelpunten 16 en M4, dicht bij de Eemshaven. Kennelijk verhinderen deze hogere concentraties, afkomstig uit de Eems, niet dat de Dollard een grote draagkracht heeft voor kluten. Hieruit blijkt dat deze hogere kwikbelasting in de Dollard geen beperkende factor is voor de kluut om daar te leven. Nu de kwikconcentratie op de locaties 16 en M4 (ook inclusief de bijdrage van RWE) veel lager is dan in de Dollard, zal de toename van de kwikconcentratie als gevolg van RWE ook geen significante effecten veroorzaken op de kluten die zich daar bevinden. Daar komt nog bij dat de relatieve toename van kwik vanuit de RWE-centrale zowel in het water als in het lichaam van de modelsoorten aanzienlijk lager is in de Dollard en de Friese en Groninger Noordkust dan bij de punten 16 en M4. De kluut foerageert op slikkige platen en langs geulranden. De soort zoekt daar naar kleine kreeftachtigen, insecten en wormen. In die zin is de kluut vergelijkbaar met de scholekster, die eveneens zijn voedsel van de wadplaten haalt. De diverse modelstudies in dit rapport laten zien dat de kwikemissies uit de RWE-centrale zorgen voor een verwaarloosbare verhoging van de kwikconcentraties in de lagere trofische niveaus waar de kluut zich mee voedt. In het bioaccumulatiemodel van de scholekster is de toename van de kwikconcentratie in het lichaam als gevolg van de RWE-centrale maximaal 2,13% (bij worst case jaarrond foerageren op mosselbank M4). Zoals wij reeds in paragraaf 10.2 aangaven, valt dit lage percentage weg tegen de dominante invloed van het kwik uit de Eems.In werkelijkheid zal geen of slechts een zeer klein aantal kluten aan dit worst case scenario voldoen. De werkelijke toename zal derhalve nog lager zijn. Het aantal broedende kluten vertoont in de Waddenzee een significante afname. De aantallen liggen ruim onder het doelaantal. Het huidige aantal niet-broedvogels daalt echter momenteel niet: de stand bevindt zich min of meer op het niveau van 1980 en de laatste tien seizoenen is het aantal stabiel. De aantallen schommelen thans rond het doelaantal (Netwerk ecologische monitoring op www.sovon.nl, geraadpleegd september 2014). Opmerkelijk is dat de aantallen juist toenamen in de periode dat de kwikbelasting van het Eems-Dollard estuarium op zijn grootst was en daalden toen er maatregelen tegen de hoge concentraties kwik werden genomen. Dit suggereert dat kwik niet de oorzaak kan zijn van de dalende trend. De afname wordt door deskundigen geweten aan de toegenomen predatie door onder meer vossen, verruiging van de kwelders en een toegenomen risico op overstroming van broedlocaties. De huidige kwikbelasting van de Waddenzee en het estuarium speelt in de achteruitgang geen rol.

114

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Afbeelding 58. Aantalsontwikkelingen van de kluut vanaf 1980. (Bron: Profieldocument kluut)

De komende beheerplanperiode wordt ingezet op verbetering van de kwaliteit van de kwelders langs de Groninger en Friese noordkust. Daarnaast wordt gewerkt aan een betere bescherming van broedlocaties en aan maatregelen om predatie te voorkomen. Met deze maatregelen is realisatie van het instandhoudingsdoel in de tweede beheerplanperiode waarschijnlijk haalbaar (concept ontwerp Natura 2000 beheerplan). Voor de niet-broedvogels is het Waddengebied vooral tijdens de trekperiode van belang. De trek vindt vooral plaats in augustus-november en maart-april. Voor de niet-broedvogels worden momenteel geen knelpunten gesignaleerd in de Waddenzee (concept ontwerp Natura 2000-beheerplan). Het instandhoudingsdoel is volgens dit beheerplan realiseerbaar. De (verwaarloosbare) toename van de kwikconcentraties in het water en in het voedsel van de kluut veranderen deze conclusie niet. Bovendien kan de soort profiteren van de maatregelen die in het ontwerp Natura 2000-beheerplan worden voorgesteld om de kwaliteit van de kweldervegetaties op de vastelandskwelders te verbeteren. Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de kluut en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de instandhoudingsdoelen voor de kluut. Bontbekplevier Voor de bontbekplevier zijn instandhoudingsdoelen geformuleerd voor zowel de Nederlandse Natura 2000gebieden als voor Duitse Vogelrichtlijngebieden Niedersächsisches Wattenmeer, Krummhörn en Emschmarsch. Het instandhoudingsdoel voor broedvogels is gericht op behoud omvang en verbetering kwaliteit van het leefgebied met een draagkracht voor een populatie (in de Waddenzee) van 60 broedparen. Het instandhoudingsdoel voor niet-broedvogels is gericht op behoud van de omvang en kwaliteit van het leefgebied met een draagkracht in de Waddenzee van gemiddeld 1.800 vogels (seizoensgemiddeld) en 500 in de Noordzeekustzone. De landelijke staat van instandhouding is in Nederland ‘gunstig’ en in Duitsland als ‘goed’. De bontbekplevier broedt op schaars begroeide plekken zoals stranden, duinranden, kwelderranden, laagtes bij zeedijken, strandweiden en oevers van meren plassen en rivieren, maar ook op akker- en weilanden, kunstmatige zandafzettingen en opspuitterreinen. Foerageren doet de bontbekplevier op zandige slikken en oeverzones vlakbij het nest. Nederland ligt aan de zuidrand van de Europese broedpopulatie. De bontbekplevier broedt in het gehele Waddengebied met als zwaartepunt de kwelders langs de Friese kust. De bontbekplevier foerageert op zeeduizendpoten, kleine krabben en andere kreeftachtigen, insecten en wadslakjes, met andere woorden: kleine ongewervelde dieren. Uit de modelberekeningen voor de

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

115


zandzager, onze modelsoort voor de kleine ongewervelde dieren op het wad, blijkt dat de verandering in concentraties in dit dier verwaarloosbaar zijn. Omdat de prooidieren van bontbekplevieren net als de zandzager op of in het sediment leven, maar veel kleiner zijn en aanzienlijk korter leven, gelden de uitkomsten van de modellering van de toename van de kwikconcentratie in de zandzager ook voor de prooidieren van de bontbekplevier. Ook de uitkomsten van de GLM- en SSD-modellen laten zien dat de concentratietoename in prooidieren van de bontbekplevier volstrekt verwaarloosbaar zijn. Daarmee is een significant negatieve invloed van de RWE-centrale op het voedsel van de bontbekplevieren uitgesloten. Qua plaats in de voedselketen laat de bontbekplevier zich het beste vergelijken met de scholekster in onze modelstudie. Beide soorten halen hun voedsel van de wadplaten. Uit de berekeningen in paragraaf 9.5.2 blijkt dat de interne kwikconcentratie in het lichaam van de scholekster maximaal met 2,1% toeneemt in het conservatieve scenario. Zoals wij reeds in paragraaf 10.2 aangaven, valt dit lage percentage weg tegen de dominante invloed van het kwik uit de Eems. De soort broedt op kwelders en foerageert op zandige slikken en oeverzones nabij het nest. Binnen het Waddengebied ligt het zwaartepunt in de verspreiding langs de Friese noordkust. Voor de niet-broedvogels ligt het zwaartepunt in het middengebied van het estuarium. Dit betekent dat de soort vooral voorkomt op plaatsen die niet of nauwelijks door de kwikemissies uit de RWE-centrale worden beïnvloed. De toename van de kwikconcentratie in de bontbekplevier als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale zal dus nog aanzienlijk kleiner zijn dan de gemodelleerde toename van de kwikconcentratie in scholeksters die jaarrond op M4 voedsel zoeken. Daarmee is een significant negatief effect van de kwikemissies uit de RWEcentrale op de instandhoudingsdoelen voor de bontbekplekplevier uitgesloten. Voor de niet-broedvogels worden momenteel geen knelpunten gesignaleerd in de Waddenzee. Het instandhoudingsdoel is realiseerbaar (concept-ontwerpbeheerplan). De (verwaarloosbare) toename van de kwikconcentraties in het water en in het voedsel van de bontbekplevier veranderen deze conclusie niet. Bovendien kan de soort profiteren van de maatregelen die worden getroffen om de kwaliteit van de kweldervegetaties op de vastelandskwelders te verbeteren. Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de bontbekplevier en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de instandhoudingsdoelen voor de bontbekplevier. Strandplevier Voor de strandplevier als broedvogel geldt voor de Noordzeekustzone een uitbreidingsdoel voor de oppervlakte en een verbeterdoel voor de kwaliteit van het leefgebied. In de andere relevante Natura 2000gebieden is de soort niet aangewezen. De landelijke staat van instandhouding is zeer ongunstig; de trend in de Noordzeekustzone is afnemend (concept-beheerplan). De strandplevier nestelt op rustige zand- en schelpenstranden, vooral in de primaire duinen. De strandplevier broedt op alle Waddeneilanden en sporadisch langs de vastelandskust. De soort broedt zowel alleen als in kleine kolonies en de broedtijd loopt van mei tot eind juli. Als zomergast verblijft de strandplevier in Nederland van april tot in oktober. De strandplevier foerageert voornamelijk in de buurt van het nest, op vloedmerken en intergetijdengebieden. Het voedsel van de strandplevieren bestaat uit bodemfauna, voornamelijk uit wormachtigen zoals zeeduizendpoten en kleine wadpieren, wapenwormen en draadwormen. Daarnaast eten strandplevieren ook kleine slakken, schelpdieren, kleine krabben en andere kreeftachtigen (Profieldocument strandplevier).

116

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Uit de modelberekeningen voor de zandzager, onze modelsoort voor de kleine ongewervelde dieren op het wad, blijkt dat de verandering in concentraties in dit dier verwaarloosbaar zijn. Omdat de prooidieren van strandplevieren net als de zandzager op of in het sediment leven, maar veel kleiner zijn en aanzienlijk korter leven, gelden de uitkomsten van de modellering van de toename van de kwikconcentratie in de zandzager ook voor de prooidieren van de de strandplevier. Ook de uitkomsten van de GLM- en SSD-modellen ondersteunen de conclusie dat de concentratietoename in prooidieren van de strandplevier als gevolg van de RWE-centrale volstrekt verwaarloosbaar is. Om die reden is een significant negatieve invloed van de RWE-centrale op het voedsel van de strandplevieren uitgesloten. Qua plaats in de voedselketen laat de strandplevier zich het beste vergelijken met de scholekster in onze modelstudie. Beide soorten halen hun voedsel van de wadplaten. Uit de berekeningen in paragraaf 9.5.2 blijkt dat de interne kwikconcentratie in het lichaam van de scholekster maximaal met 2,1% toeneemt in het conservatieve scenario. Dit geldt voor vogels die jaarrond op de mosselbank M4 foerageren, de mosselbank waar de toename vanuit de RWE-centrale het grootst is. Zoals wij reeds in paragraaf 10.2 aangaven, valt dit lage percentage weg tegen de dominante invloed van het kwik uit de Eems.Bovendien foerageren de meeste strandplevieren in werkelijkheid in gebieden met een geringere toename. De strandplevier komt in de Noordzeekustzone in kleine aantallen voor op beschutte plekken op zand- en schelpenbanken. Deze zijn te vinden op de koppen van de Waddeneilanden (Profieldocument strandplevier). De toename van de kwikconcentratie in de strandplevieren als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale zal dus nog aanzienlijk kleiner zijn dan de gemodelleerde toename van de kwikconcentratie in scholeksters die jaarrond op M4 voedsel zoeken. Een significant negatief effect op de instandhoudingsdoelen voor de strandplevier als gevolg van de RWE-centrale is daardoor uitgesloten. Het concept ontwerp Natura 2000-beheerplan Noordzeekustzone constateert weliswaar belemmeringen voor het behalen van de instandhoudingsdoelen van de strandplevier bij de huidige beheerpraktijk, maar het beheerplan wijt dit aan onvoldoende rustige broedgebieden, vooral vanwege verstoring door recreanten. Het garanderen van rustige condities en ongestoorde ontwikkeling van broedzones door het reguleren van diverse vormen van strandgebruik, strandsuppleties en luchtvaart moet hier aan bijdragen. Dit is een factor waar de kwikemissies vanuit de RWE-centrale geen invloed op hebben. Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de strandplevier en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de verbeterdoelstellingen die voor de strandplevier zijn gesteld. Goudplevier Voor de goudplevier zijn alleen instandhoudingsdoelen geformuleerd voor de Waddenzee. Hiervoor geldt een doelstelling voor de soort als niet-broedvogel. Het instandhoudingsdoel voor niet-broedvogels is gericht op behoud van de omvang en kwaliteit van het leefgebied met een draagkracht van gemiddeld 19200 vogels (seizoensgemiddeld). De landelijke staat van instandhouding is zeer ongunstig (Ministerie van LNV, 2008). De goudplevier is een typische weilandvogel maar foerageert ook in beperkte mate op wadplaten of kweldergronden. De goudplevier broedde vroeger in nerdelandse hoogvenen en is nu een doortrekker en overwinteraar met pieken in november en maart. De goudplevier komt verspreid langs de randen van de Waddenzee voor, vooral op Texel, Ameland en in Noord-Friesland Buitendijks en in mindere mate op de Groninger kwelders en de Dollard (concept-ontwerpbeheerplan).. Dit zijn plaatsen waar de kwikconcentratie vanwege de RWE-centrale niet of slechts licht wordt verhoogd. De hoogwatervluchtplaatsen zijn buitendijks gelegen hogere kwelders of binnendijkse graslanden of akkers. Hier is geen relatie met de kwikemissie vanuit de RWE-centrale.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

117


Het voedsel van de goudplevier bestaat uit bodemfauna, voornamelijk uit wormachtigen zoals zeeduizendpoten en kleine wadpieren, wapenwormen en draadwormen. Daarnaast eten goudplevieren ook kleine slakken, schelpdieren, kleine krabben en andere kreeftachtigen (Profieldocument goudplevier). Uit de modelberekeningen voor de zandzager, onze modelsoort voor de kleine ongewervelde dieren op het wad, blijkt dat de verandering in concentraties in dit dier verwaarloosbaar zijn. Omdat de prooidieren van goudplevieren net als de zandzager op of in het sediment leven, maar veel kleiner zijn en aanzienlijk korter leven, gelden de uitkomsten van de modellering van de toename van de kwikconcentratie in de zandzager ook voor de prooidieren van de de goudplevier. Ook de uitkomsten van de GLM- en SSD-modellen laten zien dat de concentratietoename in prooidieren van de goudplevier als gevolg van de RWE-centrale volstrekt verwaarloosbaar is. Om die reden is een significant negatieve invloed van de RWE-centrale op het voedsel van de goudplevier uitgesloten. Qua plaats in de voedselketen laat de goudplevier zich het beste vergelijken met de scholekster in onze modelstudie. Beide soorten halen hun voedsel van de wadplaten. Uit de berekeningen in paragraaf 9.5.2 blijkt dat de interne concentratie in het lichaam van de scholekster maximaal met 2,1% toeneemt. Dit geldt voor vogels die jaarrond op de mosselbank M4 foerageren, de mosselbank waar de toename vanuit de RWEcentrale het grootst is. Zoals wij reeds in paragraaf 10.2 aangaven, valt dit lage percentage weg tegen de dominante invloed van het kwik uit de Eems.In werkelijkheid foerageren de meeste goudplevieren in gebieden met een geringere toename als gevolg van de RWE-centrale. De goudplevier komt in het waddengebied in kleine aantallen voor, verspreid over een groot gebied. Bovendien is de soort vrijwel uitsluitend in de nazomer/herfst in het Waddengebied aanwezig. Bovendien is er veel uitwisseling met de binnendijkse graslanden die buiten de invloedssfeer van de RWE-centrale vallen (Profieldocument strandplevier). De toename van de kwikconcentratie in de goudplevier als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale zal dus nog aanzienlijk kleiner zijn dan de gemodelleerde toename van de kwikconcentratie in scholeksters die jaarrond op M4 voedsel zoeken. Een significant negatief effect als gevolg van de RWE-centrale op de instandhoudingsdoelstellingen voor de goudplevier is daardoor uitgesloten. De aantallen goudplevieren vertonen de laatste tien seizoenen geen significante aantalsveranderingen. Gemiddeld kwamen er de afgelopen vijf seizoenen ongeveer 4.400 vogels minder voor dan het doelaantal. Het seizoen 2011/2012 was echter zeer gunstig voor deze soort, toen verbleven ruim 24.000 goudplevieren in de Waddenzee (Netwerk ecologische monitoring op www.sovon.nl, geraadpleegd september 2014). De oorzaken voor het niet bereiken van het doelaantal liggen deels in de Waddenzee, maar ook voor een belangrijk deel daarbuiten. Binnen de Waddenzee speelt de verruiging van de vastelandskwelders een rol. Binnendijks, in het agrarische gebied, heeft de soort te kampen met verarming van de graslanden door intensivering van de landbouw. Daarnaast speelt jacht in het buitenland een rol (concept ontwerp beheerplan). De kwikconcentraties in het Waddengebied spelen bij het niet behalen van de doelaantallen geen rol. Door maatregelen gericht op verbetering van de kwaliteit van de kwelders is het instandhoudingsdoel in de tweede beheerplanperiode volgens het concept-ontwerpbeheerplan “waarschijnlijk realiseerbaar “. Duidelijk is dat de kwikemissies vanuit de RWE-centrale hier geen invloed op hebben. Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de goudplevier en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de behoudsdoelstellingen die voor de goudplevier zijn gesteld.

118

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Zilverplevier Voor de zilverplevier zijn instandhoudingsdoelen geformuleerd voor de Waddenzee en Noordzeekustzone en Hund & Paapsand. Voor elk van de drie gebieden geldt een doelstelling voor de soort als nietbroedvogel. Het instandhoudingsdoel voor niet-broedvogels is in de Waddenzee gericht op behoud van de omvang en kwaliteit van het leefgebied met een draagkracht van gemiddeld 22.300 vogels (seizoensgemiddeld) en in de Noordzeekustzone op een draagkracht van gemiddeld 3.200. De landelijke staat van instandhouding is in Nederland ‘gunstig’ (Ministerie van LNV, 2008) en in Duitsland ‘onbekend’. De zilverplevier wordt in Nederland als doortrekker en in kleine aantallen als overwinteraar aangetroffen, vrijwel uitsluitend in intergetijdengebieden. De Waddenzee wordt onder andere als ruigebied gebruikt. Binnen de Waddenzee komt de soort voornamelijk voor langs de eilanden en in beperktere mate in de Oostelijke Waddenzee. Kleinere aantallen komen voor in de Dollard (Netwerk ecologische monitoring op www.sovon.nl, geraadpleegd september 2014). De zilverplevier foerageert alleen of in kleine groepjes op drooggevallen getijdenplaten die zowel slibrijk als zandig kunnen zijn. Als hoogwatervluchtplaats worden open, vlakke en schaars begroeide terreinen in de buurt van foerageer gebieden gebruikt.

De zilverplevier zoekt zijn voedsel op drooggevallen getijdenplaten, die zowel slibrijk als zandig kunnen zijn. De plevieren eten vooral zeeduizendpoten en in mindere mate andere soorten wormen en wadslakjes, met andere woorden: kleine ongewervelde dieren (Profieldocument zilverplevier). Uit de modelberekeningen voor de zandzager, onze modelsoort voor de kleine ongewervelde dieren op het wad, blijkt dat de verandering in concentraties in dit dier verwaarloosbaar zijn. Omdat de prooidieren van zilverplevieren net als de zandzager op of in het sediment leven, maar veel kleiner zijn en aanzienlijk korter leven, gelden de uitkomsten van de modellering van de toename van de kwikconcentratie in de zandzager ook voor de prooidieren van de de zilverplevier. Ook de uitkomsten van de GLM- en SSD-modellen laten zien dat de concentratietoename in prooidieren van de zilverplevier als gevolg van de RWE-centrale volstrekt verwaarloosbaar is. Om die reden is een significant negatieve invloed van de RWE-centrale op het voedsel van de zilverplevieren uitgesloten. Qua plaats in de voedselketen laat de zilverplevier zich het beste vergelijken met de scholekster in onze modelstudie. Beide soorten halen hun voedsel van de wadplaten. Uit de berekeningen in paragraaf 9.5.2 blijkt dat de interne concentratie in het lichaam van de scholekster maximaal met 2,1% toeneemt. Dit geldt voor vogels die jaarrond op de mosselbank M4 foerageren, de mosselbank waar de toename vanuit de RWEcentrale het grootst is. Zoals wij reeds in paragraaf 10.2 aangaven, valt dit lage percentage weg tegen de dominante invloed van het kwik uit de Eems.Bovendien foerageren de meeste zilverplevieren in werkelijkheid in gebieden met een geringere toename als gevolg van de RWE-centrale. De zilverplevier komt in het waddengebied in kleine aantallen voor, verspreid over de hele Waddenzee maar vooral langs de kust van de eilanden (Profielendocument zilverplevier). Bovendien is de soort alleen buiten het broedseizoen in het Waddengebied aanwezig. De toename van de kwikconcentratie in de zilverplevier als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale zal dus nog aanzienlijk kleiner zijn dan de gemodelleerde toename van de kwikconcentratie in scholeksters die jaarrond op M4 voedsel zoeken.. Een significant negatief effect als gevolg van de RWE-centrale op de instandhoudingsdoelstellingen van de zilverplevier is daardoor uitgesloten. De aantallen niet-broedvogels vertonen de laatste tien seizoenen geen significante aantalsverandering en schommelen de laatste vijf seizoenen rond het doelaantal. Volgens het concept-ontwerpbeheerplan is het instandhoudingsdoel voor de soort realiseerbaar zonder verdere maatregelen. Dit verandert niet door de kwikemissies vanuit de RWE-centrale.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

119


Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de zilverplevier en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de behoudsdoelstellingen die voor de zilverplevier zijn gesteld. Bonte strandloper Voor de bonte strandloper zijn instandhoudingsdoelen geformuleerd voor Waddenzee, de Noordzeekustzone en voor de Duitse Vogelrichtlijngebieden Niedersächsisches Wattenmeer, Krummhörn en Hund & Paapsand. Voor alle gebieden geldt een doelstelling voor de soort als niet-broedvogel. Het instandhoudingsdoel voor niet-broedvogels is gericht op behoud van de omvang en kwaliteit van het leefgebied met een draagkracht in de Waddenzee van gemiddeld 206.000 vogels en in de Noordzeekustzone 7.400 vogels (seizoensgemiddeld). De landelijke staat van instandhouding is in Nederland gunstig (Ministerie van LNV, 2008) en in Duitsland ‘goed’. De bonte strandloper is een van de talrijkste soorten in de Waddenzee. De soort komt in de Waddenzee voor als doortrekker en overwinteraar en is het gehele jaar in wisselende aantallen aanwezig. De soort foerageert op zandige en slikkige platen in getijdengebieden en alle gradaties daar tussenin. Als hoogwatervluchtplaatsen gebruiken bonte strandlopers doorgaans kwelders, zand- en modderbanken, stranden en inlagen, vaak gedeeld met andere vogelsoorten. De soort concentreert zich in groepen van soms wel enkele tienduizenden vogels. De belangrijkste concentraties in de Waddenzee komen voor op Griend, Richel en in de Dollard. Daarnaast is de Groninger noordkust van belang voor deze soort. Vooral in de Dollard zijn aanzienlijk hogere kwikconcentraties berekend dan bij de modelpunten 16 en M4, dicht bij de Eemshaven. Kennelijk verhinderen deze hogere concentraties, afkomstig uit de Eems, niet dat de Dollard een grote draagkracht heeft voor bonte strandlopers. Hieruit blijkt dat deze hogere kwikbelasting in de Dollard geen beperkende factor is voor deze soort om daar te leven. Nu de kwikconcentraties op locatie 16 en M4 (ook inclusief de bijdrage van RWE) veel lager zijn dan in de Dollard, zal de toename van de kwikconcentratie als gevolg van RWE ook geen significante effecten veroorzaken op de bonte strandlopers die zich daar bevinden. Daar komt nog bij dat de relatieve toename van kwik vanuit de RWE-centrale zowel in het water als in het lichaam van de modelsoorten aanzienlijk lager is in de Dollard, Griend, Richel en de Groninger Noordkust dan bij de punten 16 en M4. De voedselbiotopen zijn zandige maar ook zeer slikkige platen in getijdengebieden en alle gradaties daar tussenin. De bonte strandloper foerageert daar op bodemfauna. Hij eet voornamelijk wormen en daarnaast ook kleine schelpdieren en kreeftachtigen. Uit de modelberekeningen voor de zandzager, onze modelsoort voor de kleine ongewervelde dieren op het wad, blijkt dat de verandering in concentraties in dit dier verwaarloosbaar zijn. Omdat de prooidieren van bonte strandlopers net als de zandzager op of in het sediment leven, maar veel kleiner zijn en aanzienlijk korter leven, gelden de uitkomsten van de modellering van de toename van de kwikconcentratie in de zandzager ook voor de prooidieren van de bonte strandloper. Ook de uitkomsten van de GLM- en SSD-modellen laten zien dat de concentratietoename in prooidieren van de bonte strandloper als gevolg van de RWE-centrale volstrekt verwaarloosbaar is. Om die reden is een significant negatieve invloed van de RWE-centrale op het voedsel van de bonte strandlopers uitgesloten. Qua plaats in de voedselketen laat de bonte strandloper zich het beste vergelijken met de scholekster in onze modelstudie. Beide soorten halen hun voedsel van de wadplaten. Uit de berekeningen in paragraaf 9.5.2 blijkt dat de interne concentratie in het lichaam van de scholekster maximaal met 2,1% toeneemt. Dit geldt voor vogels die jaarrond op de mosselbank M4 foerageren, de mosselbank waar de toename vanuit de RWEcentrale het grootst is. Zoals wij reeds in paragraaf 10.2 aangaven, valt dit lage percentage weg tegen de

120

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


dominante invloed van het kwik uit de Eems.In werkelijkheid foerageren de meeste bonte strandlopers in gebieden met een geringere toename als gevolg van de RWE-centrale. De bonte strandloper komt, zoals hierboven beschreven, over een groot gebied in het Waddengebied voor. Bovendien is de soort alleen buiten het broedseizoen in het Waddengebied aanwezig. De toename van de kwikconcentratie in de bonte strandloper als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale zal dus nog aanzienlijk kleiner zijn dan de gemodelleerde toename van de kwikconcentratie in scholeksters die jaarrond op M4 voedsel zoeken.. Een significant negatief effect als gevolg van de RWE-centrale op de instandhoudingsdoelstellingen van de bonte strandloper is daardoor uitgesloten. De aantallen niet-broedvogels vertonen de laatste tien seizoenen geen significante aantalsverandering en de laatste vijf seizoenen kwamen de aantallen ongeveer 10.000 boven het doelaantal uit (Netwerk ecologische monitoring op www.sovon.nl, geraadpleegd september 2014). Volgens het concept-ontwerpbeheerplan is het instandhoudingsdoel voor de soort realiseerbaar zonder verdere maatregelen. Dit verandert niet door de kwikemissies vanuit de RWE-centrale. Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de bonte strandloper en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de behoudsdoelstellingen die voor de bonte strandloper zijn gesteld. Kievit Voor de kievit zijn instandhoudingsdoelen geformuleerd voor de Waddenzee. Voor dit gebied geldt een doelstelling voor de soort als niet-broedvogel. Het instandhoudingsdoel voor niet-broedvogels is gericht op behoud van de omvang en kwaliteit van het leefgebied met een draagkracht van gemiddeld 10.800 vogels (seizoensgemiddeld). De landelijke staat van instandhouding is matig ongunstig (Ministerie van LNV, 2008). Kieviten zijn het gehele jaar in de Waddenzee aanwezig. Ze verzamelen zich in de nazomer (vanaf juni) in grote groepen in Nederland om te ruien. Hierbij zoeken kieviten onder andere de kwelders in de Waddenzee op en incidenteel ook het wad direct onder de kust. Nederland ligt aan de noordgrens van het overwinteringsgebied en het aantal wintervogels is sterk afhankelijk van het weer. Rusten doen groepen kieviten in de Waddenzee vaak op structuurrijke terreinen zoals omgeploegde akkers en oude weilanden of op open, nat vlak terrein zoals drooggevallen slikvlakten en ondiep water. Binnen het Waddengebied zijn met name de Friese noordkust en in mindere mate de Groninger noordkust en de Dollard van betekenis voor de soort. Vooral in de Dollard zijn aanzienlijk hogere kwikconcentraties berekend dan bij de modelpunten 16 en M4, dicht bij de Eemshaven. Kennelijk verhinderen deze hogere concentraties, afkomstig uit de Eems, niet dat de Dollard een grote draagkracht heeft voor bonte strandlopers. Hieruit blijkt dat deze hogere kwikbelasting in de Dollard geen beperkende factor is voor deze soort om daar te leven. Nu de kwikconcentraties op locatie 16 en M4 (ook inclusief de bijdrage van RWE) veel lager zijn dan in de Dollard, zal de toename van de kwikconcentratie als gevolg van RWE ook geen significante effecten veroorzaken op de bonte strandlopers die zich daar bevinden. Daar komt nog bij dat de relatieve toename van kwik vanuit de RWE-centrale zowel in het water als in het lichaam van de modelsoorten aanzienlijk lager is in de Dollard, Griend, Richel en de Groninger Noordkust dan bij de punten 16 en M4. De kievit eet bodemfauna, vooral ongewervelden die van het bodemoppervlak of uit de bovenste bodemlagen worden gepikt, zoals wormen, slakjes, anthropoden en hun larven. Uit de modelberekeningen voor de zandzager, onze modelsoort voor de kleine ongewervelde dieren op het wad,

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

121


blijkt dat de verandering in concentraties in dit dier verwaarloosbaar zijn. Omdat de prooidieren van kieviten net als de zandzager op of in het sediment leven, maar veel kleiner zijn en aanzienlijk korter leven, gelden de uitkomsten van de modellering van de toename van de kwikconcentratie in de zandzager ook voor de prooidieren van de kievit. Ook de uitkomsten van de GLM- en SSD-modellen laten zien dat de concentratietoename in prooidieren van de kievit als gevolg van de RWE-centrale volstrekt verwaarloosbaar is. Om die reden is een significant negatieve invloed van de RWE-centrale op het voedsel van de kievit uitgesloten. Qua plaats in de voedselketen laat de kievit zich het beste vergelijken met de scholekster in onze modelstudie. Beide soorten halen hun voedsel van de wadplaten. Uit de berekeningen in paragraaf 9.5.2 blijkt dat de interne concentratie in het lichaam van de scholekster maximaal met 2,1% toeneemt. Dit geldt voor vogels die jaarrond op de mosselbank M4 foerageren, de mosselbank waar de toename vanuit de RWEcentrale het grootst is. Zoals wij reeds in paragraaf 10.2 aangaven, valt dit lage percentage weg tegen de dominante invloed van het kwik uit de Eems.In werkelijkheid foerageren de meeste kievitten in gebieden met een geringere toename als gevolg van de RWE-centrale. De kievit komt, zoals hierboven beschreven, over een groot gebied in het Waddengebied voor. Bij vorst verlaten de kieviten het Waddengebied. Daarnaast is er veel uitwisseling met de binnendijkse graslanden, waar een belangrijk deel van het voedsel wordt bemachtigd. De meeste kieviten bezoeken de begroeide kwelders; de open, onbegroeide delen van het Waddengebied worden slechts door kleine aantallen vogels bezocht. Bovendien is de soort alleen buiten het broedseizoen in het Waddengebied aanwezig. De toename van de kwikconcentratie in de kievit als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale zal dus nog aanzienlijk kleiner zijn dan de gemodelleerde toename van de kwikconcentratie in scholeksters die jaarrond op M4 voedsel zoeken. Een significant negatief effect als gevolg van de RWE-centrale op de instandhoudingsdoelstellingen van de bonte strandloper is daardoor uitgesloten. Voor de aantallen niet-broedvogels is de laatste tien seizoenen geen betrouwbare trendclassificatie mogelijk. De laatste vijf seizoenen schommelden de aantallen rond het doelaantal. Hierbij was seizoen 2011-2012 een uitzonderlijk goed seizoen, toen er ruim 15.000 kieviten werden geteld (Netwerk ecologische monitoring op www.sovon.nl, geraadpleegd september 2014). Het instandhoudingsdoel is volgens conceptontwerpbeheerplan het “waarschijnlijk realiseerbaar”. Bovendien kan de soort profiteren van de maatregelen die worden getroffen om de kwaliteit van de kweldervegetaties op de vastelandskwelders te verbeteren (concept-ontwerpbeheerplan). Deze conclusies veranderen niet door de kwikemissies vanuit de RWE-centrale. Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de kievit en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de behoudsdoelstellingen die voor de kievit zijn gesteld. Wulp Voor de wulp zijn instandhoudingsdoelen geformuleerd voor alle in dit rapport besproken Natura 2000gebieden. Voor elk van deze gebieden geldt een doelstelling voor de soort als niet-broedvogel. Het instandhoudingsdoel voor niet-broedvogels is gericht op behoud van de omvang en kwaliteit van het leefgebied met een draagkracht van gemiddeld 96.200 vogels in de Waddenzee en 640 in de Noordzeekustzone (seizoensgemiddeld). De landelijke staat van instandhouding is matig ongunstig (Ministerie van LNV, 2008) en in de Duitse gebieden ‘goed’. De wulp is het gehele jaar in de Waddenzee aanwezig met lage aantallen in de broedtijd en hogere tijdens de najaarstrek. Deze soort foerageert op zowel vrij zandige platen als in meer slikkige gebieden, open langs

122

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


de randen van mosselen oesterbanken of op platen met veel geulen. Bij hoogwater foerageert de wulp ook verder van de Waddenzee (tot op 20 kilometer afstand) op graslanden. Als hoogwatervluchtplaats worden kwelders en schorren, zowel schaars begroeide als met hogere vegetatie en zowel diep op de kwelder als langs de kwelderrand gebruikt. De Waddenzee wordt ook als rustgebied gebruikt door vogels die in het binnenland foerageren. In getijdengebieden bestaat het voedsel uit zandzagers en andere zeeduizendpoten, jonge strandkrabben (vooral ’s zomers) en andere kreeftachtigen, plaatselijk ook uit schelpdieren (bijvoorbeeld mosselbanken), met andere woorden: kleine ongewervelde dieren. Uit de modelberekeningen voor de zandzager, onze modelsoort voor de kleine ongewervelde dieren op het wad, blijkt dat de verandering in concentraties in dit dier verwaarloosbaar zijn. De zandzager is een belangrijk prooidier van de wulp. Ook de uitkomsten van de GLM- en SSD-modellen laten zien dat de concentratietoename in prooidieren van de wulp als gevolg van de RWE-centrale volstrekt verwaarloosbaar is. Om die reden is een significant negatieve invloed van de RWEcentrale op het voedsel van de wulp uitgesloten. Qua plaats in de voedselketen laat de wulp zich het beste vergelijken met de scholekster in onze modelstudie. Beide soorten halen hun voedsel van de wadplaten. Uit de berekeningen in paragraaf 9.5.2 blijkt dat de interne concentratie in het lichaam van de scholekster maximaal met 2,1% toeneemt. Dit geldt voor vogels die jaarrond op de mosselbank M4 foerageren, de mosselbank waar de toename vanuit de RWEcentrale het grootst is. Zoals wij reeds in paragraaf 10.2 aangaven, valt dit lage percentage weg tegen de dominante invloed van het kwik uit de Eems.In werkelijkheid foerageren de meeste wulpen in gebieden met een geringere toename als gevolg van de RWE-centrale. De wulp komt verspreid over het Waddengebied voor, maar de Friese kust is relatief het belangrijkst. Ook de Groninger noordkust is van belang voor deze soort. Bij hoogwater foerageert de soort ook verder van de Waddenzee (tot op 20 kilometer afstand) op binnendijkse graslanden. De platen in de Eems en de Dollard zijn voor de soort minder van belang (Netwerk ecologische monitoring op www.sovon.nl, geraadpleegd september 2014). De toename van de kwikconcentratie in de wulp als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale zal dus nog aanzienlijk kleiner zijn dan de gemodelleerde toename van de kwikconcentratie in scholeksters die jaarrond op M4 voedsel zoeken.. Een significant negatief effect als gevolg van de RWE-centrale op de instandhoudingsdoelstellingen van de wulp is daardoor uitgesloten. Voor de aantallen niet-broedvogels is de laatste tien seizoenen geen betrouwbare trendclassificatie mogelijk. De laatste vijf seizoenen waren de aantallen gemiddeld iets lager dan het doelaantal (Netwerk ecologische monitoring op www.sovon.nl, geraadpleegd september 2014). Het instandhoudingsdoel is volgens het concept-ontwerpbeheerplan “waarschijnlijk realiseerbaar”. Bovendien kan de soort profiteren van de maatregelen die worden getroffen om de kwaliteit van de kweldervegetaties op de vastelandskwelders te verbeteren (concept-ontwerpbeheerplan). Deze conclusies veranderen niet door de kwikemissies vanuit de RWE-centrale. Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de wulp en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de behoudsdoelstellingen die voor de wulp zijn gesteld. Tureluur Voor de tureluur zijn instandhoudingsdoelen geformuleerd voor de Natura 2000-gebieden Waddenzee, Niedersächsisches Wattenmeer, Krummhörn en Emschmarsch. Voor de verschillende gebieden geldt een doelstelling voor de soort als niet-broedvogel. Het instandhoudingsdoel voor niet-broedvogels is in de Waddenzee gericht op het behoud van de omvang en de kwaliteit van het leefgebied met een draagkracht

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

123


van gemiddeld 16.500 vogels (seizoensgemiddeld). De landelijke staat van instandhouding is in de Nederlandse gebieden matig ongunstig (Ministerie van LNV, 2008) en in Duitsland ‘goed’. De tureluur is jaarrond in de Waddenzee aanwezig. De soort komt zeer verspreid over het gehele Waddengebied voor zowel op de vastelandkust als op de eilanden. Tureluurs foerageren op drooggevallen getijdenplaten, met name langs de randen van geulen en prielen, op slikkige platen, in achtergebleven ondiepe plassen en langs de randen van mosselen oesterbanken. Tureluurs gebruiken rustige open landschappen nabij het voedselgebied zoals kwelders, binnendijks gelegen graslanden en gebieden met ondiep water en slikranden, zoals inlagen en kreken als rusten hoogwatervluchtplaats. Het voedsel van de tureluur bestaat uit wormen, kleine kreeftachtigen en schelpdieren en wadslakjes. Uit de modelberekeningen voor de zandzager, onze modelsoort voor de kleine ongewervelde dieren op het wad, blijkt dat de verandering in concentraties in dit dier verwaarloosbaar zijn. Omdat de prooidieren van de tureluurs net als de zandzager op of in het sediment leven, maar veel kleiner zijn en aanzienlijk korter leven, gelden de uitkomsten van de modellering van de toename van de kwikconcentratie in de zandzager ook voor de prooidieren van de tureluur. Ook de uitkomsten van de GLM- en SSD-modellen laten zien dat de concentratietoename in prooidieren van de tureluur als gevolg van de RWE-centrale volstrekt verwaarloosbaar is. Om die reden is een significant negatieve invloed van de RWE-centrale op het voedsel van de tureluur uitgesloten. Qua plaats in de voedselketen laat de tureluur zich het beste vergelijken met de scholekster in onze modelstudie. Beide soorten halen hun voedsel van de wadplaten. Uit de berekeningen in paragraaf 9.5.2 blijkt dat de interne concentratie in het lichaam van de scholekster maximaal met 2,1% toeneemt. Dit geldt voor vogels die jaarrond op de mosselbank M4 foerageren, de mosselbank waar de toename vanuit de RWEcentrale het grootst is. Zoals wij reeds in paragraaf 10.2 aangaven, valt dit lage percentage weg tegen de dominante invloed van het kwik uit de Eems.Bovendien zijn de tureluurs in werkelijkheid veel minder aangewezen op de mosselbanken in het Eems-Dollard estuarium. Tureluurs komen zeer verspreid voor over het gehele Waddengebied, zowel op de vastelandkust als op de eilanden. Bovendien is er sprake van flinke trekbewegingen van en naar de Waddenzee. De meeste tureluurs zijn slechts een beperkt gedeelte van het jaar in het Waddengebied aanwezig. Er zijn doortrekpieken in mei en vooral juli-augustus. De toename van de kwikconcentratie in de tureluur als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale zal dus nog aanzienlijk kleiner zijn dan de gemodelleerde toename van de kwikconcentratie in scholeksters die jaarrond op M4 voedsel zoeken.. Een significant negatief effect als gevolg van de RWE-centrale op de instandhoudingsdoelstelingen van de tureluur is daardoor uitgesloten. De laatste tien seizoenen is geen sprake van een significante aantalsverandering. De laatste vijf seizoenen waren de aantallen gemiddeld ruim hoger dan het doelaantal (Netwerk ecologische monitoring op www.sovon.nl, geraadpleegd september 2014). Het instandhoudingsdoel is volgens het conceptontwerpbeheerplan realiseerbaar. Bovendien kan de soort profiteren van de maatregelen die worden getroffen om de kwaliteit van de kweldervegetaties op de vastelandskwelders te verbeteren (conceptontwerpbeheerplan). Deze conclusies veranderen niet door de kwikemissies vanuit de RWE-centrale. Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de tureluur en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de behoudsdoelstellingen die voor de tureluur zijn gesteld. Drieteenstrandloper

124

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Voor de drieteenstrandloper zijn instandhoudingsdoelen geformuleerd voor de Waddenzee, Noordzeekust en Niedersächsisches Wattenmeer und angrenzendes Küstenmeer. Voor de verschillende gebieden geldt een doelstelling voor de soort als niet-broedvogel. Het instandhoudingsdoel voor niet-broedvogels in de Waddenzee is gericht op behoud van de omvang en kwaliteit van het leefgebied met een draagkracht van gemiddeld 3.700 vogels (seizoensgemiddeld). Het instandhoudingsdoel voor niet-broedvogels in de Noordzeekustzone is gericht op behoud van de omvang en kwaliteit van het leefgebied met een draagkracht van gemiddeld 2.000 vogels (seizoensgemiddeld). De landelijke staat van instandhouding van de drieteenstrandloper is in de Waddenzee en Noordzeekustzone ‘matig ongunstig’ (Ministerie van LNV, 2008. De landelijke staat van instandhouding van de ‘drieteenstrandloper’ is in Duitsland binnen het Niedersächsisches Wattenmeer und angrenzendes Küstenmeer ‘goed’. De drieteenstrandloper is in Nederland een doortrekker en wintergast. Met uitzondering van de broedtijd kunnen ze gedurende het hele jaar in de Waddenzee worden waargenomen, met name in de het westelijke gedeelte van de Waddenzee. Drieteenstrandlopers foerageren in kleine groepjes langs de vloedlijn, vooral langs stranden, en mijden slibrijke bodems. De soort heeft een voorkeur voor afgelegen zandplaten (zoals Richel, Engelsmansplaat, de Razende bol, Rottumerplaat, Simonszand en Vliehors) als hoogwatervluchtplaats. Met uitzondering van de broedperiode in juni tot en met augustus kunnen drieteenstrandlopers steeds in de Waddenzee worden aangetroffen. De drieteenstrandloper komt vooral voor in de westelijke en in mindere mate in de oostelijke Waddenzee. De vogel ontbreekt nagenoeg langs de vastelandkust van de Waddenzee. Voor overtijen heeft de soort de voorkeur voor afgelegen zandplaten als Richel, Engelsmanplaat, de Razende Bol, Rottumerplaat, Simonszand en Vliehors. Slibrijke bodems worden vermeden. (bron beheerplan Waddenzee). De drieteenstrandloper foerageert op een grote verscheidenheid aan voedsel. Drieteenstrandlopers eten allerlei wormen, strandvlooien, kleine kreeftachtigen, kleine garnalen, insecten en zelfs aas. Op het strand is de gemshorenworm (Scolelepsis squamata) een belangrijke bron. Uit de modelberekeningen voor de zandzager, onze modelsoort voor de kleine ongewervelde dieren op het wad, blijkt dat de verandering in concentraties in dit dier verwaarloosbaar zijn. Omdat de prooidieren van de drieteenstrandloper net als de zandzager op of in het sediment leven, maar veel kleiner zijn en aanzienlijk korter leven, gelden de uitkomsten van de modellering van de toename van de kwikconcentratie in de zandzager ook voor de prooidieren van de de drieteenstrandloper. Ook de uitkomsten van de GLM- en SSD-modellen laten zien dat de concentratietoename in prooidieren van de drieteenstrandloper als gevolg van de RWE-centrale volstrekt verwaarloosbaar is. Om die reden is een significant negatieve invloed van de RWE-centrale op het voedsel van de drieteenstrandloper uitgesloten. Qua plaats in de voedselketen laat de drieteenstrandloper zich het beste vergelijken met de scholekster in onze modelstudie. Uit de berekeningen in paragraaf 9.5.2 blijkt dat de interne concentratie in het lichaam van de scholekster maximaal met 2,1% toeneemt. Dit geldt voor vogels die jaarrond op de mosselbank M4 foerageren, de mosselbank waar de toename vanuit de RWE-centrale het grootst is. Zoals wij reeds in paragraaf 10.2 aangaven, valt dit lage percentage weg tegen de dominante invloed van het kwik uit de Eems. Bovendien zijn de drieteenstrandloper in werkelijkheid nauwelijks aangewezen op de mosselbanken in het Eems-Dollard estuarium. In Nederland is de soort doortrekker en (langdurige) wintergast. Drieteenstrandlopers leven vooral langs de stranden van de Noordzeekust, waar zij hun voedsel vooral uit de vloedlijn oppikken. Op deze plaatsen zijn de huidige kwikconcentraties aanzienlijk lager dan in het Eems-Dollard estuarium. Ook de toename van die concentraties door de RWE-centrale zijn aanzienlijk lager dan die bij de Eemshaven. De toename van de kwikconcentratie in de drieteenstrandloper als gevolg van de

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

125


kwikemissies vanuit de RWE-centrale zal dus nog aanzienlijk kleiner zijn dan de gemodelleerde toename van de kwikconcentratie in scholeksters die jaarrond op M4 voedsel zoeken. Een significant negatief effect als gevolg van de RWE-centrale op de instandhoudingsdoelstellingen van de drieteenstrandloper is daardoor uitgesloten. De landelijke aantallen van de drieteenstrandloper nemen in het Waddengebied al decennialang toe. In het Waddengebied zijn de aantallen van de drieteenstrandloper vrij stabiel in de jaren 1975-1987 en ze vertonen na 1988 een toename. In de Delta is sinds 1992 sprake van een sterke toename. (Profielendocument drieteenstrandloper). Met deze stijging van de aantallen en het verwaarloosbare effect van de kwikemissies van uit de RWE-centrale is de behoudsdoelstelling voor deze soort niet in het geding. Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de drieteenstrandloper en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de behoudsdoelstellingen die voor de drieteenstrandloper zijn gesteld.

Afbeelding 59. Aantalsontwikkeling drieteenstrandloper in Nederland.

Rosse grutto Voor de rosse grutto zijn instandhoudingsdoelen geformuleerd voor de Natura2000-gebieden in Nederland: Waddenzee en Noordzeekustzone; in Duitsland: Niedersächsisches Wattenmeer und angrenzendes Küstenmeer en Hund und Paapsand. Voor de verschillende gebieden geldt een doelstelling voor de soort als niet-broedvogel. Het Nederlandse instandhoudingsdoel voor de rosse grutto is gericht op behoud van de omvang en kwaliteit van het leefgebied met een draagkracht voor een populatie van gemiddeld 54400 vogels (seizoensgemiddelde) (bron: concept Natura 2000-beheerplan Waddenzee, 2013). In de gegevens van het profieldocument van het Ministerie van Economische Zaken staat een doel van 39.500 vogels als seizoensgemiddelden. De landelijke staat van instandhouding is in Nederland ‘gunstig’ voor beide gebieden(Ministerie van LNV, 2008) en in Duitsland ‘goed’ voor de betreffende gebieden, Krummhörn en Emschmarsch von Leer bis Emden. Rosse grutto’s in Nederland zijn doortrekkers en overwinteraars maar kunnen het hele jaar in de Waddenzee worden aangetroffen. Nederland wordt tevens gebruikt als ruigebied. Rosse grutto’s foerageren op zandige en slikkige wadplaten. Tijdens de voorjaarstrek zijn plaatselijk ook massaal foeragerende rosse

126

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


grutto’s binnendijks te zien op (pas gemaaide) grasland percelen. Als hoogwatervluchtplaats worden de eilanden en droogvallende kwelders en zandplaten met een lage vegetatiebedekking gebruikt. Grote concentraties komen vooral voor op afgelegen zandplaten zoals Griend, Richel en Vlieland, vaak in gezelschap van kanoet en bonte strandloper. De rosse grutto foerageert voornamelijk op wormensoorten (wadpier, zandzagers en andere borstelwormen, schelpkokerworm). Daarnaast eten ze binnendijks op pas gemaaid grasland emelten. Uit de modelberekeningen voor de zandzager, onze modelsoort voor de kleine ongewervelde dieren op het wad, blijkt dat de verandering in concentraties in de zandzager verwaarloosbaar zijn. Omdat de prooidieren van de rosse grutto veel overeenkomsten vertonen met de zandzager en op of in het sediment leven, gelden de uitkomsten van de modellering van de toename van de kwikconcentratie in de zandzager ook voor de prooidieren van de rosse grutto. Ook de uitkomsten van de GLM- en SSD-modellen laten zien dat de concentratietoename in prooidieren van de rosse grutto als gevolg van de RWE-centrale volstrekt verwaarloosbaar is. Om die reden is een significant negatieve invloed van de RWE-centrale op het voedsel van de rosse grutto uitgesloten. Qua plaats in de voedselketen laat de rosse grutto zich het beste vergelijken met de scholekster in onze modelstudie. Uit de berekeningen in paragraaf 9.5.2 blijkt dat de interne concentratie in het lichaam van de scholekster maximaal met 2,1% toeneemt. Dit geldt voor vogels die jaarrond op de mosselbank M4 foerageren, de mosselbank waar de toename vanuit de RWE-centrale het grootst is. Zoals wij reeds in paragraaf 10.2 aangaven, valt dit lage percentage weg tegen de dominante invloed van het kwik uit de Eems. Bovendien zijnde rosse grutto’s in werkelijkheid nauwelijks aangewezen op de mosselbanken in het Eems-Dollard estuarium. De rosse grutto is weliswaar het hele jaar in de Waddenzee present, maar er zijn ook veel doortrekkers. De doortrekpieken liggen in augustus, april en mei. De hoogste aantallen verblijven in de westelijke Waddenzee. Binnen het Waddengebied verblijft de soort veel meer op de eilanden dan langs de vasteland kust op droogblijvende kwelders en zandplaten met lage vegetatiebedekking. Grote concentraties rosse grutto’s worden gevonden op afgelegen zandplaten zoals Griend, Richel en Vlieland. (Concept natura 2000 beheerplan Waddenzee, 2014; Netwerk Ecologische Monitoring op sovon.nl, geraadpleegd september 2014). Op deze plaatsen is er geen toename van de kwikconcentraties door de RWE-centrale. De toename van de kwikconcentratie in de rosse grutto als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale zal dus nog aanzienlijk kleiner zijn dan de gemodelleerde toename van de kwikconcentratie in scholeksters die jaarrond op M4 voedsel zoeken. Een significant negatief effect als gevolg van de RWE-centrale op de instandhoudingsdoelen van de rosse grutto is daardoor uitgesloten. De aantallen rosse grutto’s laten de afgelopen tien seizoenen in de Waddenzee geen significante aantalsveranderingen zien (Netwerk Ecologische Monitoring op sovon.nl, geraadpleegd september 2014). Voedselbeschikbaarheid en rust zijn de belangrijkste factoren voor het behalen van de behoudsdoelen die er voor de rosse grutto zijn gesteld. Dit zijn factoren waarop de kwikemissies van RWE geen invloed op hebben. Het concept beheerplan constateert dat er geen knelpunten voor de rosse grutto zijn; het instandhoudingsdoel kan worden gehaald. Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de rosse grutto en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de behoudsdoelstellingen die voor de rosse grutto zijn gesteld. Kanoet Voor de kanoet zijn instandhoudingsdoelen geformuleerd voor de natura 2000-gebieden in Nederland: Waddenzee en Noordzeekustzone; en in Duitsland: Niedersächsisches Wattenmeer und angrenzendes

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

127


Küstenmeer. Voor de Waddenzee en de betreffende Duitse gebieden geldt een doelstelling voor de soort als niet-broedvogel. Het instandhoudingsdoel voor de kanoet is gericht op behoud van omvang en kwaliteit van het leefgebied met een draagkracht van 44.400 vogels (seizoensgemiddelde) (Bron concept Natura 2000beheerplan Waddenzee, 2013). De landelijke staat van instandhouding is in Nederland ‘matig gunstig’ en in Duitsland ‘goed’. De kanoet is in Nederland vrijwel geheel gebonden aan de zoute getijdegebieden van de Waddenzee en de zuidwestelijke Delta. Incidenteel (bijvoorbeeld bij dichtvriezen van de Waddenzee) zijn zij gebonden aan de stranden langs de Noordzeekustzone. Kanoeten vertonen een voorkeur voor grote open wadlandschappen en vormen vaak grote concentraties. Het Waddengebied is voor de kanoet een zeer belangrijke locatie op doortrek en gedurende de overwintering. Kanoeten foerageren in grote compacte groepen op zandige of slikkige getijdenplaten, waarbij een hoge concentratie schelpdieren in de bovenste bodemlaag een vereiste is. Kanoeten maken gebruik van enkele afgelegen permanent droge, kale hooggelegen zandplaten als hoogwatervluchtplaats. In Nederland zijn twee populaties van kanoeten tijdelijk aanwezig. De ene populatie (Calidris canutus canutus) trekt in de nazomer door ons land als ze van het broedgebied in centraal Siberië naar de overwinteringsgebieden in west- Afrika trekken. De andere populatie (Calidris canutus islandica) broedt in Noord-Canada en Groenland en is van de nazomer tot in mei in ons land om langdurig te ‘overwinteren’. De grootste aantallen worden in augustus waargenomen, het gaat daarbij om een gemengde populatie van beide ondersoorten. (Concept natura 2000 beheerplan Waddenzee, 2014; Netwerk Ecologische Monitoring op sovon.nl, geraadpleegd september 2014). Het voedsel van de kanoet bestaat gedurende de trek uit kleine schaaldieren, kreeftachtigen, wormen en slakken en zomers uit insecten, spinnen, zaden en knoppen. De soort is gespecialiseerd op kleine tweekleppigen (nonnetjes) en is daardoor gebonden aan getijdeplaten met een grote dichtheid aan schelpdieren in de bovenste bodemlaag. De diverse modelstudies in dit rapport laten zien dat de kwikemissies uit de RWE-centrale slechts zorgen voor een verwaarloosbare verhoging van de kwikconcentraties in de lagere trofische niveaus waar de kanoet zich mee voedt. Ook de uitkomsten van de GLM- en SSD-modellen laten zien dat de concentratietoename in prooidieren van de kanoet als gevolg van de RWE-centrale volstrekt verwaarloosbaar is. Om die reden is een significant negatieve invloed van de RWE-centrale op het voedsel van de kanoet uitgesloten. Qua plaats in de voedselketen laat de kanoet zich het beste vergelijken met de scholekster in onze modelstudie. Uit de berekeningen in paragraaf 9.5.2 blijkt dat de interne concentratie in het lichaam van de scholekster maximaal met 2,1% toeneemt. Dit geldt voor vogels die jaarrond op de mosselbank M4 foerageren, de mosselbank waar de toename vanuit de RWE-centrale het grootst is. Zoals wij reeds in paragraaf 10.2 aangaven, valt dit lage percentage weg tegen de dominante invloed van het kwik uit de Eems. Bovendien zijn de kanoeten in werkelijkheid niet jaarrond in het Waddengebied aanwezig. De Siberische ondersoort Calidris canutus canutus is een doortrekker die alleen in de nazomer in grote aantallen in het Waddengebied verkeert. De Canadese ondersoort is alleen in het winterhalfjaar aanwezig. Belangrijke foerageerplekken zijn Griend, de Richel, Vliehors en het Balgzand (Concept natura 2000 beheerplan Waddenzee, 2014; Netwerk Ecologische Monitoring op sovon.nl, geraadpleegd september 2014). Op deze plaatsen is er geen toename van de kwikconcentraties door de RWE-. De toename van de kwikconcentratie in de kanoeten als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale zal dus nog aanzienlijk kleiner zijn dan de gemodelleerde toename van de kwikconcentratie in scholeksters die jaarrond op M4 voedsel zoeken. Een significant negatief effect als gevolg van de RWE-centrale op de instandhoudingsdoelen van de kanoet is daardoor uitgesloten.

128

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


De aantallen kanoeten laten de afgelopen jaren grote schommelingen zien. Een duidelijke trend is daarin niet zichtbaar. (Profielendocument kanoet; Netwerk Ecologische Monitoring op sovon.nl, geraadpleegd september 2014). Het concept beheerplan constateert dat er geen knelpunten voor de kanoeten zijn; het instandhoudingsdoel kan waarschijnlijk worden gehaald. Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de kanoet en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de behoudsdoelstellingen die voor de kanoet zijn gesteld.

Vogels die slechts kortstondig in het Waddengebied aanwezig zijn De volgende steltlopersoorten met een instandhoudingsdoel (in Nederland of Duitsland) zijn gedurende de voor- of najaarstrek slechts gedurende enkele weken in het Waddengebied aanwezig. 

Bosruiter



Zwarte ruiter



Groenpootruiter



Regenwulp



Witgat



Steenloper



Paarse strandloper



Krombekstrandloper

Voor deze soorten geldt dat zij zodanig kort in het gebied zijn, in vergelijking met de modelsoort scholekster die jaarrond in de omgeving van de Eemshaven foerageert, dat effecten van de toename van kwik vanuit de RWE-centrale verwaarloosbaar zijn of in ieder geval in het niet vallen bij de dominante invloed van het kwik uit de Eems. Een significant negatief effect van de kwikemissie vanuit de RWE-centrale op bovenstaande soorten is derhalve uitgesloten.

10.3.3.2

EENDACHTIGEN DIE KLEINE ONGEWERVELDEN ETEN

In deze paragraaf beoordelen wij het effect van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale op eendachtigen die vooral of gedeeltelijk kleine ongewervelde dieren eten, zoals wormen (zeeduizendpoten, zagers), slakjes, schelpdieren, krabbetjes, kreeftjes en garnalen. Daarnaast zijn diverse eendachtigen aangewezen die (vrijwel) uitsluitend plantaardig voedsel consumeren. De effecten op deze laatste groep beoordelen wij in paragraaf 10.3.8. Bergeend Voor de bergeend zijn instandhoudingsdoelen geformuleerd voor alle besproken Natura 2000-gebieden. Voor de verschillende gebieden geldt een doelstelling voor de soort als niet-broedvogel. Het instandhoudingsdoel voor niet-broedvogels is gericht op behoud van de omvang en kwaliteit van het leefgebied met een draagkracht in de Waddenzee van gemiddeld 38.400 vogels en in de Noordzeekustzone van 520 vogels (seizoensgemiddeld). De landelijke staat van instandhouding is in de Waddenzee ‘gunstig’ (Ministerie van LNV, 2008) en in Duitsland ‘goed’. De bergeend is het gehele jaar aanwezig in de Waddenzee met grotere aantallen in oktober en november. Na de broedtijd vertoont de bergeend sterke ruitrek waarbij vogels uit geheel Noordwest –Europa zich traditioneel voor de rui verzamelen in de Duitse Waddenzee. Een groeiend aantal bergeenden ruit echter in

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

129


de Nederlandse Waddenzee, onder andere bij Wieringen en ten oosten van Griend. Buiten de ruitijd zijn de grootste concentraties te vinden op hooggelegen slikkige gebieden langs de Fries- Groningse kust en op het Balgzand. De soort komt daarnaast ook in het middengebied van het estuarium en de Dollard voor (op basis van verspreidingskaartje Netwerk ecologische monitoring op www.sovon.nl, geraadpleegd september 2014). De bergeend concentreert zich nauwelijks op hoogwatervluchtplaatsen en foerageert ook bij hoogwater.

Bergeenden eten zowel dierlijk als plantaardig voedsel. In de Waddenzee is de slijkgarnaal een belangrijk onderdeel van hun dieet. Daarnaast eten ze kleine slakjes, wormen, schelpdieren, kreeftachtigen, groenwieren en plantenzaden (Profielendocument bergeend), met andere woorden: naast enig plantaardig voedsel vooral kleine ongewervelde dieren. Uit de modelberekeningen voor de zandzager, onze modelsoort voor de kleine ongewervelde dieren op het wad, blijkt dat de verandering in concentraties in dit dier verwaarloosbaar zijn. Omdat de prooidieren van de bergeend net als de zandzager op of in het sediment leven, maar veel kleiner zijn en aanzienlijk korter leven, gelden de uitkomsten van de modellering van de toename van de kwikconcentratie in de zandzager ook voor de prooidieren van de de bergeend. Ook de uitkomsten van de GLM- en SSD-modellen laten zien dat de concentratietoename in prooidieren van de bergeend als gevolg van de RWE-centrale volstrekt verwaarloosbaar is. Om die reden is een significant negatieve invloed van de RWE-centrale op het voedsel van de bergeend uitgesloten. Qua plaats in de voedselketen laat de bergeend zich het beste vergelijken met de scholekster in onze modelstudie. Beide soorten halen hun voedsel van de wadplaten. Uit de berekeningen in paragraaf 9.5.2 blijkt dat de interne concentratie in het lichaam van de scholekster maximaal met 2,1% toeneemt. Dit geldt voor vogels die jaarrond op de mosselbank M4 foerageren, de mosselbank waar de toename vanuit de RWEcentrale het grootst is. Zoals wij reeds in paragraaf 10.2 aangaven, valt dit lage percentage weg tegen de dominante invloed van het kwik uit de Eems.In werkelijkheid is de bergeend nauwelijks aangewezen op de mosselbanken in het Eems-Dollard estuarium. Bergeenden komen verspreid voor in het hele Waddengebied. Vooral de Friese Waddenkust is voor deze soort van belang, evenals de Groninger noordkust en de kusten van Oost-Friesland in Duitsland (www.sovon.nl) . Op deze plaatsen zijn de huidige kwikconcentraties aanzienlijk lager dan in het Eems-Dollard estuarium. Ook de toename van die concentraties door de RWE-centrale zijn aanzienlijk lager dan die bij M4. Het effect van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale op de bergeend zal dus nog aanzienlijk kleiner zijn dan bij de scholekster die jaarrond op M4 voedsel zoekt. Een significant negatief effect als gevolg van de RWE-centrale is daardoor uitgesloten. De aantallen van de soort in de Waddenzee vertonen sinds de jaren tachtig van de vorige eeuw en ook de laatste tien seizoenen een toenemende trend. De aantallen overstijgen het doelaantal ruimschoots (Netwerk ecologische monitoring op www.sovon.nl, geraadpleegd september 2014). Het instandhoudingsdoel is volgens het concept-ontwerpbeheerplan realiseerbaar. Bovendien kan de soort profiteren van de maatregelen die worden getroffen om de kwaliteit van de kweldervegetaties op de vastelandskwelders te verbeteren. De marginaal hogere kwikconcentraties als gevolg van de RWE-centrale zijn hierop niet van invloed. Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de bergeend en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de behoudsdoelstellingen die voor de bergeend zijn gesteld.

130

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Eider Voor de eider (ook wel eidereend genoemd) als broedvogel geldt voor de Waddenzee een behoudsdoelstelling voor de oppervlakte en een verbeterdoelstelling voor de kwaliteit van het leefgebied van een populatie van 5.000 broedparen. Voor de eider als niet-broedvogel geldt voor de Waddenzee ook een behoudsdoelstelling voor de oppervlakte en een verbeterdoelstelling voor de kwaliteit van het leefgebied van een populatie van 90.000-115.000 exemplaren. In de Noordzeekustzone is de eider als nietbroedvogel aangewezen. Er geldt een behoudsdoelstelling voor zowel de oppervlakte als de kwaliteit van het leefgebied. Daarnaast is de soort ook aangewezen voor de Duitse Vogelrichtlijngebieden Niedersächsisches Wattenmeer und angrenzendes Küstenmeer en Hund und Paapsand. De staat van instandhouding is in Nederland zeer ongunstig voor zowel broedvogels als niet-broedvogels. In de Duitse gebieden is de staat van instandhouding ‘goed’. De eider is in Nederland jaarrond aanwezig, vrijwel uitsluitend op zout water. Eiders broeden in de Waddenzee op kwelders, op de eilanden en ander rustige plaatsen dichtbij zee. Eiders foerageren op schelpenbanken (<5m) in ondiepe wateren van de Waddenzee. Tevens gebruiken eiders de Waddenzee om te ruien. Vooral in de winter verblijven grote aantallen eiders in ons land en die concentreren zich vooral in de Waddenzee. Eiders volgen het getijdenritme. Tijdens laag water rusten ze in gebieden met veel wadplaten, vaak op plaatranden (Profielendocument eider, concept ontwerp natura 2000 beheerplan, www.sovon.nl). Eiders duiken in ondiep zeewater naar sublitorale mosselen. In het mosselmodel zijn onder meer voor de mosselbank M4 (nabij Borkum) en M3 (nabij Rottumeroog) berekeningen uitgevoerd voor de toename van kwikconcentraties in mosselen als gevolg van de kwikemissie van RWE. Uit de berekeningen in paragraaf 9.5.2 blijkt dat de interne concentratie in het lichaam van de mossel op het dichtst bij de Eemshaven gelegen modelpunt (mosselbank M4) maximaal met 1,75% toeneemt en op M3 1,33%. De toename blijft aldaar onder de Europese richtwaarde voor methylkwik in biota. Er is bovendien geen duidelijk patroon van kwikaccumulatie in de mossel. Ook de uitkomsten van de GLM- en SSD-modellen laten zien dat de concentratietoename in prooidieren van de eider als gevolg van de RWE-centrale volstrekt verwaarloosbaar is. Om die reden is een significant negatieve invloed van de RWE-centrale op het voedsel van de eider uitgesloten. Qua plaats in de voedselketen laat de eider zich het beste vergelijken met de scholekster in onze modelstudie. Voor beide soorten behoren mosselen tot het basisvoedsel. Uit de berekeningen in paragraaf 9.5.2 blijkt dat de interne concentratie in het lichaam van de scholekster maximaal met 2,1% toeneemt. Dit geldt voor vogels die jaarrond op de mosselbank M4 foerageren, de mosselbank waar de toename vanuit de RWE-centrale het grootst is. Zoals wij reeds in paragraaf 10.2 aangaven, valt dit lage percentage weg tegen de dominante invloed van het kwik uit de Eems.Bovendien is de eider in werkelijkheid nauwelijks aangewezen op de mosselbanken in het Eems-Dollard estuarium. Eiders komen verspreid voor in het hele Waddengebied. De belangrijkste concentraties zijn vooral rond de Waddeneilanden te vinden, met onder meer Rottumeroog, Rottumerplaat, Neerlands Reid (Ameland) en Boschplaat (Terschelling) als zwaartepunten (concept ontwerp Natura 2000 beheerplan; www.sovon.nl). Op deze plaatsen zijn de huidige kwikconcentraties aanzienlijk lager dan op de mosselbank M4. Ook de toename van de kwikconcentraties in de vogels door de RWE-centrale is aanzienlijk lager dan die op M4. Het effect van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale op de eider zal dus nog aanzienlijk kleiner zijn dan bij de scholekster die jaarrond op M4 voedsel zoekt. Een significant negatief effect als gevolg van de RWE-centrale op de instandhoudingsdoelen van de eider is daardoor uitgesloten. In de Waddenzee is de trend voor de midwinteraantallen (niet-broedvogels) sinds de eeuwwisseling positief en hoewel gegevens voor een aantal tussenliggende jaren ontbreken, lijkt voor de broedvogels de

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

131


decennialange neergang in deze periode tot staan te komen (SOVON). Het concept ontwerp Natura 2000beheerplan Waddenzee constateert wel belemmeringen voor het behalen van de instandhoudingsdoelen bij de huidige beheerpraktijk. Dit is echter primair te wijten aan verstoring van broeden ruigebieden en een te beperkte voedselbeschikbaarheid. Herstel van mosselen kokkelbestanden moet hier soelaas bieden. De verwaarloosbare toename van de kwikconcentraties die door de RWE-centrale worden gebruikt zullen het probleem niet verergeren en de herstelmaatregelen niet frustreren. Daarnaast kan er nog een externe factor spelen: de Nederlandse broedpopulatie is onderdeel van een veel grotere populatie waarvan een steeds groter aandeel als gevolg van zachter wordende winters waarschijnlijk steeds minder vaak in de Nederlandse Waddenzee komt overwinteren. Hierdoor is de kans op immigratie van nieuwe broedvogels in onze contreien aan het afnemen (concept-beheerplan). Dit zijn factoren waarbij een significant negatief effect van de RWE-centrale kan worden uitgesloten. Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de eider en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de behoud- en verbeterdoelstelling die voor de eider zijn gesteld. Zwarte zee-eend De zwarte zee-eend heeft alleen voor de Noordzeekustzone instandhoudingsdoelen (behoud oppervlakte en kwaliteit van het leefgebied). De staat van instandhouding is in dit gebied matig ongunstig. Zwarte zee-eenden zijn jaarrond aanwezig in de Noordzeekustzone met hogere aantallen tijdens de trek en in de winter. Een vrij klein aantal vogels verblijft ’s zomers ook in de Waddenzee. Het gros van de doortrekkers en wintergasten verblijft langs de ondiepe delen van de Noordzee, waar schelpenbanken voorkomen (Profielendocument zwarte zee-eend, www.sovon.nl). De zwarte zee-eend is een schelpeneter die foerageert bij voorkeur op banken van de halfgeknotte strandschelpen (Spisula subtruncata) en waar deze ontbreken op die van de Amerikaanse zwaardschede (Ensis directus) (Profielendocument zwarte zee-eend). In die zin gelden de resultaten van het mosselmodel ook voor de zwarte zee-eend. In het mosselmodel zijn onder meer voor de mosselbank M4 (nabij Borkum) en M3 (nabij Rottumeroog) berekeningen uitgevoerd voor de toename van kwikconcentraties in mosselen als gevolg van de kwikemissie van RWE. Uit de berekeningen in paragraaf 9.5.2 blijkt dat de interne concentratie in het lichaam van de mossel op het dichtst bij de Eemshaven gelegen modelpunt (mosselbank M4) maximaal met 1,75% toeneemt en op M3 1,33%. De toename blijft op beide plekken onder de Europese richtwaarde voor methylkwik in biota. Zoals wij reeds in paragraaf 10.2 aangaven, valt dit lage percentage weg tegen de dominante invloed van het kwik uit de Eems.Er is bovendien geen duidelijk patroon van kwikaccumulatie in de mossel. Ook de uitkomsten van de GLM- en SSD-modellen laten zien dat de concentratietoename in prooidieren van de zwarte zee-eend als gevolg van de RWE-centrale volstrekt verwaarloosbaar is. Om die reden is een significant negatieve invloed van de RWE-centrale op het voedsel van de zwarte zee-eend uitgesloten. Qua plaats in de voedselketen laat de zwarte zee-eend zich het beste vergelijken met de scholekster in onze modelstudie. Voor beide soorten behoren schelpdieren tot het basisvoedsel. Uit de berekeningen in paragraaf 9.5.2 blijkt dat de interne concentratie in het lichaam van de scholekster maximaal met 2,1% toeneemt. Dit geldt voor vogels die jaarrond op de mosselbank M4 foerageren, de mosselbank waar de toename vanuit de RWE-centrale het grootst is. Ook dit lage percentage valt weg tegen de dominante invloed van het kwik uit de Eems.Bovendien foerageert de zwarte zee-eend vooral op de Noordzee en in de westelijke Waddenzee (concept ontwerp Natura 2000 beheerplan; www.sovon.nl). Op deze plaatsen zijn de huidige kwikconcentraties aanzienlijk lager dan op de mosselbank M4 of zijn zelfs buiten de invloedssfeer

132

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


va de RWE-centrale. Ook de toename van de kwikconcentraties in de vogels door de RWE-centrale is op de Noordzee en de westelijke Waddenzee aanzienlijk lager dan die op M4. Het effect van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale op de zwarte zee-eend zal dus nog aanzienlijk kleiner zijn dan bij de scholekster die jaarrond op M4 voedsel zoekt. Een significant negatief effect als gevolg van de RWE-centrale op de instandhoudingsdoelen van de zwarte zee-eend is daardoor uitgesloten. Goede telgegevens van de zwarte zee-eendenpopulatie zijn pas beschikbaar vanaf de winter van 1986/87. Door grote fluctuaties van jaar tot jaar kan de trend niet nader bepaald worden. De populatie lijkt eerder stabiel dan afnemend. De staat van instandhouding is matig ongunstig omdat door overbevissing de schelpenbanken met hoge dichtheden van halfgeknotte strandschelpen (Spisula subtruncata) in de afgelopen decennia zijn verdwenen. De instandhoudingsdoelen voor de zwarte zee-eend lijkt op de lange termijn bezien in onze wateren niet in gevaar. Hierbij kan een significant negatief effect van de RWEcentrale op de zwarte zee-eend op voorhand worden uitgesloten. Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de zwarte zee-eend en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de behoudsdoelstelling die voor de zwarte zee-eend zijn gesteld. Eendachtigen die slechts marginaal gebruik maken van het Waddengebied De volgende eendachtige vogels met een instandhoudingsdoel voor een van de relevante Natura 2000gebieden maken slechts zeer beperkt gebruik van deze gebieden: 

Toppereend



Brilduiker



Kuifeend



Krakeend



Slobeend



Pijlstaart

De genoemde soorten gebruiken doorgaans zoete wateroppervlakten voor het foerageren, rusten en ruien, waarbij het zwaartepunt ligt in het IJsselmeer en de Zuid-Hollandse en Zeeuwse delta. Voor deze soorten geldt dat zij zodanig kort in het gebied zijn, in vergelijking met de modelsoort scholekster die jaarrond in de omgeving van de Eemshaven foerageert, dat effecten van de toename van kwik vanuit de RWE-centrale verwaarloosbaar zijn . Een significant negatief effect van de kwikemissie vanuit de RWE-centrale op bovenstaande soorten is derhalve uitgesloten.

10.3.3.3

MEEUWEN EN STERNS

Kleine mantelmeeuw (broedvogel) Voor de kleine mantelmeeuw zijn instandhoudingsdoelen geformuleerd voor de Natura 2000-gebieden in Nederland: Waddenzee; en Duitsland: Niedersächsisches Wattenmeer und angrenzendes Küstenmeer, Emschmarsch von Leer bis Emden. Voor de betreffende gebieden geldt een doelstelling voor de soort als broed en als niet-broedvogel. Het instandhoudingsdoel voor de kleine mantelmeeuw is gericht op behoud van kwaliteit en omvang van het leefgebied met een draagkracht van 190000 vogels (broedvogels/ seizoensgemiddelde) (bron: concept Natura 2000-beheerplan Waddenzee, 2013).

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

133


De landelijke staat van instandhouding is in Nederland voor de Waddenzee ‘gunstig’ (concept Natura 2000beheerplan Waddenzee, 2013) en in Duitsland ‘goed’. De kleine mantelmeeuw is de meest talrijke kustbroedvogel in Nederland. De Nederlandse populatie trek ’s winters weg. Ongeveer een derde van de Nederlandse populatie broedt in het Waddengebied. De soort broedt in kolonies van half april tot en met half augustus. Kleine mantelmeeuwen foerageren voornamelijk op zee en langs de vloedlijn, tot op grote afstand van de kolonie. De belangrijkste broedplaats is de Boschplaat, gevolgd door Oosterkwelder (Schiermonnikoog), de Hon op Ameland en Rottumeroog en – plaat. Recentelijk broeden er ook paren langs de kust van het vaste land (Balgzand). Daarnaast zijn er nog kolonies op de Waddeneilanden buiten de begrenzing van het Natura 2000 gebied waarvan de vogels wel ten dele op de Waddenzee foerageren (Profielendocument kleine mantelmeeuw, concept ontwerp Natura 2000 beheerplan, www.sovon.nl). Kleine mantelmeeuwen foerageren op zee op vis en visafval en daarnaast op gras- en bouwland en vuilnisbelten, het zijn alleseters. Uit onze modelberekeningen voor de haring en de bot bleek dat de toename in deze vissen als gevolg van de RWE-centrale in vijf jaar toenam met maximaal 2,1%. Dit geldt voor vissen die zich hun hele leven op locatie 16 bevinden, waar de toename van de kwikconcentratie als gevolg van de RWE-centrale het hoogst is. Zoals wij reeds in paragraaf 10.2 aangaven, valt dit lage percentage weg tegen de dominante invloed van het kwik uit de Eems.De uitkomsten van het GLM-model toont bovendien verwaarloosbare percentages verhoging van methylkwik in vissen aan. Om die reden is een significant negatieve invloed van de RWE-centrale op het voedsel van de kleine mantelmeeuw uitgesloten. De kleine mantelmeeuw laat zich als (gevarieerde) viseter het beste vergelijken met de visdief. In deze studie ontwikkelden wij een model voor een visdief die gedurende het broedseizoen alleen vis eet van de locatie 16 (nabij de Eemshaven). Locatie 16 is de locatie met de hoogste toename van de kwikconcentratie als gevolg van de RWE-centrale. Op deze locatie neemt het gehalte (methyl)kwik in het lichaam van de visdief met maximaal 1,2% toe. Dit is eveneens een verwaarloosbaar laag percentage. In werkelijkheid foerageren kleine mantelmeeuwen op een breed spectrum van voedsel en ook ver van de Eemshaven (SOVON, geraadpleegd september 2014). Op deze plaatsen zijn de huidige kwikconcentraties aanzienlijk lager dan op locatie 16, nabij de Eemshaven. Ook de toename van de kwikconcentraties in de vogels door de RWEcentrale is aanzienlijk lager dan die op locatie 16. Het effect van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale op de kleine mantelmeeuw zal dus nog aanzienlijk kleiner zijn dan bij de visdief die het hele broedseizoen vis vangt. Een significant negatief effect als gevolg van de RWE-centrale op de instandhoudingsdoelen van de kleine mantelmeeuw is daardoor uitgesloten. De kleine mantelmeeuw is pas sinds de jaren 1960 in Nederland een vaste broedvogel. De soort is sindsdien sterk toegenomen tot 72.000 paar volgens de meest recentelijk telling (www.sovon.nl). De laatste tien jaren laat de populatie een significante toename per jaar zien. (Netwerk Ecologische Monitoring op sovon.nl, geraadpleegd september 2014)

134

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Afbeelding 60. Aantalsontwikkeling kleine mantelmeeuw in Nederland. Bron: www.sovon.nl.

Volgens het concept beheerplan zijn beheermaatregelen voor de kleine mantelmeeuw niet noodzakelijk Er zijn geen knelpunten en het instandhoudingsdoel kan worden gehaald. Dit verandert niet door de kwikemissie van RWE. Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de kleine mantelmeeuw en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de behoudsdoelstellingen die voor de kleine mantelmeeuw zijn gesteld. Grote mantelmeeuw Voor de grote mantelmeeuw zijn uitsluitend instandhoudingsdoelen geformuleerd voor de Duitse natura 2000-gebieden: Niedersächsisches Wattenmeer und angrenzendes Küstenmeer, Krummhörn, Emschmarsch von Leer bis Emden en Hund und Paapsand. Voor de grote mantelmeeuw geldt een doelstelling als broedvogel in Niedersächsisches Wattenmeer und angrenzendes Küstenmeer. Voor de overige gebieden geldt een doelstelling als niet-broedvogel. De landelijke staat van instandhouding voor de grote mantelmeeuw is in Duitsland ‘goed’. De grote mantelmeeuw is in Nederland een broedvogel in toenemend maar nog steeds klein aantal. In Nederland en in de Waddenzee nestelen ze (nog) niet in kolonie verband. In de winter neemt het aantal grote mantelmeeuwen in de Waddenzee fors toe. De hier overwinterende vogels komen onder meer uit Scandinavië en de Baltische kusten.Grote mantelmeeuwen vliegen grote afstanden op zoek naar voedsel. (Profielendocument grote mantelmeeuw, concept ontwerp Natura 2000 beheerplan, www.sovon.nl). De grote mantelmeeuw is een alleseter: alle soorten dierlijk voedsel, dode vis, aas, visafval maar ook kleine vogels worden genuttigd. Daardoor zijn zowel de resultaten van het zandzagermodel als van het mosselen van de beide vissenmodellen toepasbaar. Uit onze modelberekeningen voor de haring en de bot bleek dat de toename in deze vissen als gevolg van de RWE-centrale in vijf jaar toenam met maximaal 2,1%. Dit geldt voor vissen die zich hun hele leven op locatie 16 bevinden, waar de toename van de kwikconcentratie als gevolg van de RWE-centrale het hoogst is. Voor zandzager en mossel zijn de percentages toename van kwik in de dieren 1,95 respectievelijk 1,75. Zoals wij reeds in paragraaf 10.2 aangaven, valt dit lage percentage weg tegen de dominante invloed van het kwik uit de Eems.De uitkomsten van het GLM-model tonen bovendien verwaarloosbare percentages verhoging van methylkwik in tweekleppigen en vissen aan. Om die reden is een significant negatieve invloed van de RWE-centrale op het voedsel van de grote mantelmeeuw uitgesloten.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

135


De staat van instandhouding is het Duitse Waddengebied goed. De aantallen niet-broedvogels laten in Nederland geen significante aantalsverandering zien. (Netwerk ecologische monitoring op www.sovon.nl, geraadpleegd september 2014). Op grond van deze analyse concluderen wij dat de kwikemissies van de RWE-centrale geen significant negatief effect hebben op de grote mantelmeeuw. Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de grote mantelmeeuw en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de behoudsdoelstellingen die voor de grote mantelmeeuw zijn gesteld. Zilvermeeuw Voor de zilvermeeuw zijn uitsluitend instandhoudingsdoelen geformuleerd voor de Duitse Natura 2000gebieden Niedersächsisches Wattenmeer und angrenzendes Küstenmeer, Emschmarsch en Hund- und Paapsand. Voor het Niedersächsisches Wattenmeer und angrenzendes Küstenmeer geldt een doelstelling voor de soort als broedvogel en niet-broedvogel. Voor Emschmarsch en Hund- und Paapsand staat de soort aangegeven als niet-broedvogel. De staat van instandhouding is in Duitse gebieden ‘goed’. Zilvermeeuwen komen het gehele jaar door voor in de Waddenzee. Broedkolonies bevinden zich in de Waddenzee op alle eilanden. Zilvermeeuwen broeden in het duingebied op de grond. De zilvermeeuw was tot voor kort de meest algemene broedvogel van de Waddenzee maar dat is nu de kleine mantelmeeuw. De zilvermeeuw is een alleseter van vis tot afval. (Profielendocument zilvermeeuw, concept ontwerp Natura 2000 beheerplan, www.sovon.nl). Het voedsel van de zilvermeeuw vertoont, net als bij de grote mantelmeeuw, een grote verscheidenheid. Zo eet de soort alle eetbare afval, maar ook vis, schelpdieren, jonge vogels en eieren. Daardoor zijn zowel de resultaten van het zandzagermodel als van het mosselen van de beide vissenmodellen toepasbaar. Uit onze modelberekeningen voor de haring en de bot bleek dat de toename in deze vissen als gevolg van de RWE-centrale in vijf jaar toenam met maximaal 2,1%. Dit geldt voor vissen die zich hun hele leven op locatie 16 bevinden, waar de toename van de kwikconcentratie als gevolg van de RWE-centrale het hoogst is. Voor zandzager en mossel zijn de percentages toename van kwik in de dieren 1,95 respectievelijk 1,75. Zoals wij reeds in paragraaf 10.2 aangaven, valt dit lage percentage weg tegen de dominante invloed van het kwik uit de Eems.De uitkomsten van het GLM-model tonen bovendien verwaarloosbare percentages verhoging van methylkwik in tweekleppigen en vissen aan. Om die reden is een significant negatieve invloed van de RWE-centrale op het voedsel van de zilvermeeuw uitgesloten. De staat van instandhouding is het Duitse Waddengebied goed. De trend in het Waddengebied voor de broedvogels en niet-broedvogels is over langere tijd genomen negatief, maar in Nederland is in de laatste jaren sprake van een stabilisatie van de aantallen. Als oorzaken worden genoemd: de verminderde beschikbaarheid van vis op de Noordzee en in de Waddenzee als gevolg van minder voedselrijk water (o.a. minder fosfaat), het gegeven dat de vissers minder bijvangst overboord zetten en het beter afdekken van vuilnisbelten. In die zin is de teruggang op te vatten als een correctie op eerdere onnatuurlijk hoge aantallen. Op het vasteland is ook sprake van predatie van broedkolonies door vossen en rondzwervende huisdieren. Op deze aspecten hebben de kwikemissies van de RWE-centrale geen enkele invloed. Op grond van deze analyse concluderen wij dat de kwikemissies van de RWE-centrale geen significant negatief effect hebben op de zilvermeeuw. Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de zilvermeeuw en dat er op populatieniveau geen effecten te

136

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de behoudsdoelstellingen die voor de zilvermeeuw zijn gesteld. Stormmeeuw Voor de stormmeeuw zijn uitsluitend instandhoudingsdoelen geformuleerd voor de Duitse Natura 2000gebieden Niedersächsisches Wattenmeer und angrenzendes Küstenmeer, Krummhörn, Emschmarsch en Hund- und Paapsand. Voor het Niedersächsisches Wattenmeer und angrenzendes Küstenmeer en geldt een doelstelling voor de soort als broedvogel en niet-broedvogel. Voor Krummhörn, Emschmarsch en Hundund Paapsand staat de soort aangegeven als niet-broedvogel. De stormmeeuw is het gehele jaar door aanwezig in de Waddenzee. Het is een vrij talrijke broedvogel en doortrekker en overwinteraar in (zeer) groot aantal. Stormmeeuwen broeden vaak in natte duinvalleien in grotere kolonies van andere meeuwen. Hier benutten ze dan de rand van de kolonie om zelf te broeden. Stormmeeuwen leven van vis, schelpdieren, zeepieren en andere gewervelden en ongewervelden. Het is een relatief kustgebonden meeuw (Profielendocument stormmeeuw, concept ontwerp Natura 2000 beheerplan, www.sovon.nl). Het voedsel van de stormmeeuw vertoont een grote verscheidenheid en derhalve in de stormmeeuw te typeren als een alleseter. Daardoor is de soort zowel te vergelijken met de modelsoort scholekster (foerageert op kleine organismen in het sediment) als met de modelsoort visdief (eet kleine visjes) uit deze studie. De uitkomsten van onze modelsoorten voor de diverse lagere trofische niveaus lieten slechts verwaarloosbare percentages toename van de kwikconcentratie in voedsel en in de dieren zelf zien. Er is geen reden om te veronderstellen dat dit voor het voedselaanbod van de stormmeeuw anders is. Dit te meer omdat de stormmeeuw een zeer breed aanbod van voedsel prefereert en zijn voedsel uit het hele waddengebied betrekt. Daardoor is het risico op accumulatie van kwik in het dier beperkter dan de door ons gemodelleerde scholeksters en visdieven die uitsluiten één prooi van één locatie vingen. De staat van instandhouding in het Duitse Waddengebied is goed. Het aantal broedvogels neemt in Nederland af, vooral door minder voedsel in de Waddenzee en Noordzee, en predatie door vossen in de duinen. Daar staat tegenover dat de aantallen niet-broedvogels juist toenemen, kennelijk door de toestroming van vogels van elders. Op grond van deze analyse concluderen wij dat de kwikemissies van de RWE-centrale geen significant negatief effect hebben op de stormmeeuw.

Afbeelding 61. Aantalsontwikkeling van de stormmeeuw in Nederland (niet-broedvogels)

Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de stormmeeuw en dat er op populatieniveau geen effecten te

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

137


verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de behoudsdoelstellingen die voor de stormmeeuw zijn gesteld. Kokmeeuw Voor de kokmeeuw zijn uitsluitend instandhoudingsdoelen geformuleerd voor de Duitse Natura 2000gebieden Niedersächsisches Wattenmeer und angrenzendes Küstenmeer, Emschmarsch en Hund- und Paapsand. Het Niedersächsisches Wattenmeer und angrenzendes Küstenmeer en Emschmarsch geldt een doelstelling voor de soort als broedvogel en niet-broedvogel. Voor Hund- und Paapsand staat de soort aangegeven als niet-broedvogel. De staat van instandhouding in de Duitse gebieden is ‘goed’. De kokmeeuw is een jaarvogel in de Waddenzee en is het gehele jaar door in grote aantallen aanwezig, zowel als broedvogel als doortrekker en wintervogel. Het grootste deel van de Nederlandse populatie broedt in de Waddenzee op schorren en slikken, zandplaten en op de Waddeneilanden. Kokmeeuwen zijn alleseters die foerageren verspreid over de gehele Waddenzee (Profielendocument kokmeeuw, concept ontwerp Natura 2000 beheerplan, www.sovon.nl). Ook het voedsel van de kokmeeuw vertoont een grote verscheidenheid. Daardoor is de soort te vergelijken met zowel de modelsoort scholekster (foerageert op kleine organismen in het sediment) als met de modelsoort visdief (eet kleine visjes) uit deze studie. De uitkomsten van onze modelsoorten voor de diverse lagere trofische niveaus lieten slechts verwaarloosbare percentages toename van de kwikconcentratie in voedsel en in de dieren zelf zien. Er is geen reden om te veronderstellen dat dit voor het voedselaanbod van de kokmeeuw anders is. Dit te meer omdat de kokmeeuw een zeer breed aanbod van voedsel prefereert en zijn voedsel uit het hele Waddengebied en ver daarbuiten betrekt. Daardoor is het risico op contaminatie van kwik in het dier beperkter dan de door ons gemodelleerde scholeksters en visdieven die uitsluiten één prooi van één locatie vingen. Het aantal broedvogels neemt in Nederland af, vooral door minder voedsel in de Waddenzee en Noordzee, en predatie door vossen in de duinen. Daar staat tegenover dat de aantallen niet-broedvogels redelijk stabiel zijn. Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de kokmeeuw en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de behoudsdoelstellingen die voor de kokmeeuw zijn gesteld.

Afbeelding 62. Aantalsontwikkeling van de kokmeeuw in Nederland (niet-broedvogels)

138

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Visdief Voor de visdief zijn instandhoudingsdoelen geformuleerd voor zowel de Nederlandse Waddenzee als voor het Niedersächsisches Wattenmeer. Voor de Waddenzee geldt de doelstelling voor broedvogels; de doelstelling betreft het behoud van de omvang en de kwaliteit van de broedgebieden. De populatiedoelstelling is 5.300 broedparen. De staat van instandhouding is in Nederlandse gebieden ‘matig ongunstig’ en in Duitsland ‘goed’. Visdieven zijn koloniebroeders van rustige, schaars begroeide zandplaten en soms van kwelders in het kustgebied. Het zijn zomervogels die alleen gedurende de voorjaars en zomermaanden in de Waddenzee aanwezig zijn. Visdieven foerageren op relatief korte afstand van het nest op kleine vis en andere kleine dieren in zee- of zoet water. De prooi wordt duikend gevangen (Profielendocument visdief, concept ontwerp Natura 2000 beheerplan, www.sovon.nl). Visdieven voeden zich bij voorkeur met kleine rondvissen als spiering en kleine haringen, die zij meestal duikend bemachtigen. Bij gebrek aan rondvis wordt overgeschakeld op kleine platvis, kreeftachtigen, wormen en insecten. In deze studie is de verhoging van de interne kwikconcentratie in het lichaam van haring en bot gemodelleerd. De toename van de interne kwikconcentratie als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale gedurende vijf jaar is voor beide vissoorten maximaal 2,1%. Vanuit een worst-case scenario beredering gebruiken wij deze toename van de interne kwikconcentratie. Echter, realistisch is dit niet, omdat visdieven slechts heel kleine vissen eten. In één- en tweejarige vissen is veel minder kwik geaccumuleerd dan in vijfjarige vissen. Zoals wij reeds in paragraaf 10.2 aangaven, valt dit lage percentage weg tegen de dominante invloed van het kwik uit de Eems.De uitkomsten van het GLM-model tonen bovendien verwaarloosbare percentages verhoging van methylkwik in kleine (en grotere) vissen aan. Uit het haringmodel blijkt bovendien dat de concentratie van methylkwik in kleine vissen beneden het ‘geen-effect niveau’ blijft. In deze studie is daarnaast ook een model gebouwd voor de visdief (voor een mannelijk en een vrouwelijk dier) die zich gedurende het volledige broedseizoen voedt met kleine vissen. De visdieven zijn alleen in Nederland tijdens de broedtijd; deze is van mei tot eind augustus. Buiten het broedseizoen trekken de vogels naar Afrika. Concreet betekent dit dat visdieven zich slechts een beperkt gedeelte van het jaar in de invloedssfeer van de RWE-centrale bevinden. Deze situatie is onder meer uitgerekend voor de locatie 16 (nabij de Eemshaven). Dit is een realistisch scenario omdat zich nabij locatie 16 (regionaal) belangrijke broedkolonies bevinden. Uit dit model blijkt dat de kwikemissies vanuit de RWE-centrale nabij de concentraties in het lichaam slechts met 1,2% zullen verhogen. Ook dit verschil valt in het niet vergeleken bij de dominante invloed van het kwik uit de Eems. Om die reden is een significant negatieve invloed van de RWE-centrale op het voedsel van de visdief uitgesloten.

Zoals alle sterns hebben de visdieven sterk te leiden gehad van giflozingen rond 1965. Sindsdien is er vrij continue sprake van herstel, maar het niveau van vóór 1965 is nog niet gehaald en het herstel gaat langzaam (Profieldocument visdief).

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

139


Afbeelding 63. Aantalsontwikkeling van de visdief in Nederland tussen 1970 en 2005. (Bron: Profieldocument visdief).

Volgens het concept ontwerp Natura 2000-beheerplan zullen de instandhoudingsdoelen niet worden gehaald. Als de belangrijkste belemmeringen voor het behalen daarvan worden genoemd: onvoldoende schaars begroeid broedhabitat; verruiging met vegetatie; een verminderde voedselbeschikbaarheid in de Waddenzee; verstoring van broedlocaties en van predatie door vossen, ratten. (Profieldocument visdief). De kwikemissies van RWE zijn op geen van deze factoren van invloed. Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de visdief en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de behoudsdoelstellingen die voor de visdief zijn gesteld. Grote stern Voor de grote stern zijn instandhoudingsdoelen geformuleerd voor zowel de Nederlandse Waddenzee als voor het Niedersächsisches Wattenmeer. Voor de Waddenzee geldt de doelstelling voor broedvogels; de doelstelling betreft het behoud van de omvang en de kwaliteit van de broedgebieden. De populatiedoelstelling is 16.000 broedparen. De staat van instandhouding is in Nederlandse gebieden ‘zeer ongunstig’ en in Duitsland ‘goed’ (hetgeen overeenkomt met de Nederlandse categorie ‘matig ongunstig’). De grote stern is een vrij talrijke broedvogel en doortrekker in de Waddenzee. Een uiterst klein aantal vogels overwintert ook in de Waddenzee. Van de Nederlandse populatie broedt vijftig procent in kolonies in de Waddenzee op schorren, groene stranden en schaars begroeide eilandjes. De belangrijkste kolonies liggen op Griend. Veder zijn er kolonies op verschillende Waddeneilanden, Friesland-buitendijks en op bedrijventerreinen langs het Eems- Dollard Estuarium. De grote stern foerageert hoofdzakelijk op kleine vis die duikend wordt gevangen (Profielendocument grote stern, concept ontwerp Natura 2000 beheerplan, www.sovon.nl). De grote sterns foerageren bij voorkeur in de Noordzeekustzone op vissen tot 15 cm van onder meer de soorten haring, sprot, zandspiering en smelt. In deze studie is de verhoging van de interne kwikconcentratie in het lichaam van haring en bot gemodelleerd. Uit deze modellen kunnen conclusies worden getrokken over de accumulatie van kwik in de prooidieren van de grote stern. De toename van de interne kwikconcentratie als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale gedurende vijf jaar is voor zowel de haring als de bot maximaal 2,1%. Grote sterns eten echter slechts kleine

140

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


en middelgrote vissen (tot 15 cm). In twee- en driejarige vissen is veel minder kwik geaccumuleerd dan in de vijfjarige vissen uit de beide vismodellen. Zoals wij reeds in paragraaf 10.2 aangaven, valt dit lage percentage weg tegen de dominante invloed van het kwik uit de Eems. Uit het bioaccumulatiemodel voor de haring blijkt bovendien dat de concentratie van methylkwik in kleine vissen beneden het ‘geen-effect niveau’ blijft. De uitkomsten van het GLM-model ondersteunen ten slotte de conclusies dat de verhoging van methylkwik in kleine (en grotere) vissen verwaarloosbaar is. Voor de grote stern zelf geldt dat de uitkomsten van het visdiefmodel toepasbaar zijn. De grote stern eet namelijk, meer nog dan de visdief, uitsluitend vis. Het visdiefmodel berekende voor visdieven die het hele broedseizoen hun vissen vangen op locatie 16 (nabij de Eemshaven), aan het eind van het broedseizoen een toename van de interne kwikconcentratie in de vogel van maximaal 1,2% als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale . Ook dit is een verschil dat in het niet valt bij de dominante invloed van het kwik uit de Eems. Bovendien vangen de grote sterns in werkelijkheid hun voedsel vooral op de Noordzee. Hier zijn de kwikconcentraties in het zeewater substantieel lager evenals het percentage waarmee de kwikconcentratie in het lichaam van de sterns toeneemt als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWEcentrale. De belangrijkste kolonie is bovendien op Griend, ver buiten de invloedssfeer van de RWE-centrale.. De aantallen grote sterns in Nederland nemen gestaag toe. Toch zal volgens het concept ontwerp Natura 2000-beheerplan het uitbreidingsdoel voor de grote stern waarschijnlijk niet worden gehaald. Er is onzekerheid of de voedselsituatie op de Noordzee voldoende is voor een dergelijke groei. Daarnaast is er mogelijk gebrek aan rustige, geïsoleerde broedlocaties. De grote broedkolonie op Griend wordt bedreigd door afslag (ontwerp Natura 2000-beheerplan). De kwikemissies van RWE zijn op geen van deze factoren van invloed. Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de grote stern en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de behoudsdoelstellingen die voor de grote stern zijn gesteld.

Afbeelding 64. Aantalsontwikkeling van de grote stern in Nederland. Bron: SOVON/Profieldocument grote stern.

Dwergstern Voor de dwergstern zijn alleen instandhoudingsdoelen geformuleerd voor de Nederlandse Waddenzee. Hier geldt de doelstelling voor broedvogels; de doelstelling betreft het verbetering van de omvang en de kwaliteit van de broedgebieden. De populatiedoelstelling is 200 broedparen. De staat van instandhouding is in Nederlandse gebieden ‘zeer ongunstig’.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

141


De dwergstern is in het Waddengebied een relatief zeldzame broedvogel. In de Waddenzee broedt ongeveer vijftig procent van de Nederlandse populatie. de vogels broeden voornamelijk op kale tot schaars begroeide en geïsoleerde schelpen- en zandbanken van gebieden als de Vliehors, de Hors en Rottumeroog en –plaat. Dwergsterns foerageren op uitgestrekte, ondiepe visrijke wateren vrijwel altijd binnen een straal van 3 km van hun broedplaatsen, gedeeltelijk op de buitenzijde van de Waddeneilanden (Profielendocument dwergstern, concept ontwerp Natura 2000 beheerplan, www.sovon.nl). De dwergsterns foerageren op vis die hooguit 9 cm lang is zoals zandspiering, sprot, kleine platvis en stekelbaarzen en kreeftachtigen. In deze studie is de verhoging van de interne kwikconcentratie in het lichaam van haring en bot gemodelleerd. Uit deze modellen kunnen conclusies worden getrokken over de accumulatie van kwik in de prooidieren van de dwergstern. De toename van de interne kwikconcentratie als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale in vijf jaar is voor beide vissoorten maximaal 2,1%. Dwergsterns eten echter nog kleinere vissen dan visdieven. In één- en tweejarige vissen is veel minder kwik geaccumuleerd dan in de vijfjarige vissen in de beide vismodellen. Zoals wij reeds in paragraaf 10.2 aangaven, valt dit lage percentage weg tegen de dominante invloed van het kwik uit de Eems.Uit het haringmodel blijkt bovendien dat de concentratie van methylkwik in kleine vissen beneden het ‘geen-effect niveau’ blijft. De uitkomsten van het GLM-model ondersteunen ten slotte de conclusies dat de verwaarloosbare percentages verhoging van methylkwik in kleine (en grotere) vissen verwaarloosbaar is. Voor de dwergstern zelf geldt dat de uitkomsten van het visdiefmodel toepasbaar zijn. Het dieet en het gedrag van de dwergstern toont immers veel gelijkenis met de visdief. Het visdiefmodel berekende voor visdieven die het hele broedseizoen hun vissen vangen op locatie 16 (nabij de Eemshaven), aan het eind van het broedseizoen een toename van de interne kwikconcentratie in de vogel van maximaal 1,2% als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale . Ook dit is een verschil dat in het niet valt bij de dominante invloed van het kwik uit de Eems. Bovendien vangen de dwergsterns in werkelijkheid hun voedsel vooral in de directe omgeving van hun kolonies. De dichtstbijzijnde grotere kolonies in het studiegebied liggen op Rottumeroog en Rottumerplaat. (www.sovon.nl). Hier zijn de kwikconcentraties in het zeewater substantieel lager evenals het percentage waarmee de kwikconcentratie in het lichaam van de sterns toeneemt als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale. Om deze redenen zijn significante effecten van de kwikemmissies van de RWE-centrale op de dwergstern geheel uit te sluiten. Volgens het ontwerp Natura 2000-beheerplan is er geen knelpunt voor de dwergstern. De aantallen vertoonden recent een stijgende trend en de verwachting is, dat er geen grote veranderingen in het leefgebied zullen optreden. Voortzetting van het huidige beheer waarbij broedlocaties worden afgezet is voldoende. De aanduiding van ‘zeer ongunstige staat van instandhouding’ heeft te maken met de ineenstorting van de populatie in 1965, die de soort nog niet heeft gecompenseerd. Daarnaast is de dwergstern zeer gevoelig voor verstoring van het broedhabitat, waardoor er in het verleden nogal eens kolonies verloren zijn gegaan. De kwikemissies vanuit de RWE-centrale hebben hier geen invloed op, evenmin als op de herstelmaatregelen die vanuit het concept ontwerp Natura 2000-beheerplan worden voorgesteld. Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de dwergstern en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de behoudsdoelstellingen die voor de dwergstern zijn gesteld.

142

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Afbeelding 65. Aantalsontwikkeling van de dwergstern in Nederland. (Bron: SOVON/Profieldocument dwergstern)

Noordse stern Voor de noordse stern zijn instandhoudingsdoelen geformuleerd voor zowel de Nederlandse Waddenzee als voor het Niedersächsisches Wattenmeer. Voor de Waddenzee geldt de doelstelling voor broedvogels; de doelstelling betreft het behoud van de omvang en de kwaliteit van de broedgebieden. De populatiedoelstelling is 1.500 broedparen. De staat van instandhouding is in Nederlandse gebieden ‘gunstig’ en in Duitsland ‘goed’. De noordse stern is een vrij schaarse broedvogel in de Waddenzee. Ook trekt de soort in vrij grote aantallen door. Nederland ligt aan de uiterste zuidgrens het broedgebied. Van de broedparen in Nederland broedt vijfennegentig procent in de Waddenzee op schaars en laag begroeide plaatsen, vaak te midden van visdieven en kokmeeuwen. De belangrijkste kolonie ligt op Griend. Veder zijn er kolonies op verschillende Waddeneilanden, Friesland-buitendijks en op bedrijventerreinen langs het Eems- Dollard Estuarium. De noordse stern foerageert hoofdzakelijk op kleine vis die duikend wordt gevangen. (concept Natura 2000beheerplan Waddenzee, 2013; Netwerk Ecologische Monitoring; www.sovon.nl, geraadpleegd september 2014) Het voedsel van de noordse stern bestaat uit kleine vissen en andere kleine dieren (kreeftachtigen zoals garnalen en insecten) . In deze studie is onder meer de verhoging van de interne kwikconcentratie in het lichaam van haring en bot gemodelleerd. Uit deze modellen kunnen ook conclusies worden getrokken over de accumulatie van kwik in de prooidieren van de noordse stern. De toename van de interne kwikconcentratie als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale in vijf jaar is voor beide vissoorten maximaal 2,1%. Noordse sterns eten echter alleen kleine vissen. In één- en tweejarige vissen is veel minder kwik geaccumuleerd dan in vijfjarige vissen. Zoals wij reeds in paragraaf 10.2 aangaven, valt dit lage percentage weg tegen de dominante invloed van het kwik uit de Eems.Uit het haringmodel blijkt bovendien dat de concentratie van methylkwik in kleine vissen beneden het ‘geen-effect niveau’ blijft. De uitkomsten van het GLM-model ondersteunen ten slotte de conclusies dat de verwaarloosbare percentages verhoging van methylkwik in kleine (en grotere) vissen verwaarloosbaar is. Voor de noordse stern zelf geldt dat de uitkomsten van het visdiefmodel toepasbaar zijn. Het dieet en het gedrag van de noordse stern toont immersveel gelijkenis met de visdief. Het visdiefmodel berekende voor visdieven die het hele broedseizoen hun vissen vangen op locatie 16 (nabij de Eemshaven), aan het eind van het broedseizoen een toename van de interne kwikconcentratie in de vogel van maximaal 1,2% als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale . Ook dit is een verschil dat geheel wegvalt tegen de dominante invloed van het kwik uit de Eems. Bovendien vangen de noordse sterns in werkelijkheid hun voedsel vooral binnen 3 km van hun kolonies. De belangrijkste broedlocaties van de noordse stern ligt op Griend maar er liggen broedlocaties over de gehele Waddenzee zoals langs het Eems-Dollard- estuarium en

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

143


de Feugelpôlle op Ameland.. (www.sovon.nl). Hier zijn de kwikconcentraties in het zeewater lager evenals het percentage waarmee de kwikconcentratie in het lichaam van de sterns toeneemt als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale. Om deze redenen zijn significante effecten van de kwikemissies van de RWE-centrale op de noordse stern geheel uit te sluiten. De aantallen noordse sterns in het Waddengebied vertonen een negatieve trend. Daarvoor worden verschillende oorzaken genoemd zoals predatie van nesten en jongen door vossen langs de vastelandskust (Jongbloed et al. 2011; Koolstra et al. 2011; Rijkswaterstaat, 2011; uit Concept natura 2000 beheerplan Waddenzee, 2014) een niet optimale voedselbeschikbaarheid in de Waddenzee (Jongbloed et al. 2011) en daarnaast kan de overspoelingskans van één of meerdere broedlocaties een rol spelen (Jongbloed et al. 2011). De kwikemissies vanuit de RWE-centrale hebben hier geen invloed op. Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de noordse sternstern en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de behoudsdoelstellingen die voor de noordse stern zijn gesteld.

Afbeelding 66. Aantalsontwikkeling broedparen noordse stern in Nederland. (bron: www.sovon.nl)

Lachstern De lachstern is uitsluitend aangewezen voor het Vogelrichtlijngebied Niedersächsisches Wattenmeer und angrenzendes Küstenmeer. Voor de soort geldt aldaar een doelstelling als niet-broedvogel. De landelijke staat van instandhouding is in Duitsland: ‘goed’. De lachstern is een onregelmatige broedvogel in Nederland en is een schaarse tot vrij zeldzame doortrekker. Deze doorstrekkers komen uit het Duitse Waddengebied, waar zich aan de monding van de Elbe de laatste Noordwest-Europese broedpopulatie bevindt. Lachsterns komen in zowel zoet- als zoutwatergebieden voor. De lachstern broedt op schaars begroeide en zanderige terreinen zoals gorzen en slikken, kust en strand en foerageert veelal op het land boven landbouwgebieden (Netwerk Ecologische Monitoring op sovon.nl, geraadpleegd september 2014). Doordat lachsterns vooral boven land op insecten foerageren is er geen relatie met de kwikemissies vanuit de RWE-centrale. Op grond hiervan kunnen wij een significant negatief effect van de kwikemissies van RWE op het instandhoudingsdoel van de lachstern uitsluiten.

144

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Zwarte stern De zwarte stern is aangewezen voor het Natura 2000-gebied Waddenzee. Het instandhoudingsdoel is ‘behoud oppervlakte en kwaliteit van het leefgebied’. De staat van instandhouding is ‘zeer ongunstig’. De zwarte stern is een zomervogel en schaarse broedvogel van ondiepe, zoet tot brakke moerassen en wateren. Het is een doortrekker in zeer groot aantal over de Waddenzee en het IJsselmeergebied. De zwarte stern foerageert buiten het broedseizoen voornamelijk op vis maar afhankelijk van het aanbod worden ook vliegende insecten gegeten. Binnen de Waddenzee maken zwarte stern gebruik van gemeenschappelijke slaapplaatsen op schaars begroeide kwelders en drooggevallen slik- en zandplaten. Naast een slaapplaatsfunctie maakt een deel van de vogels ook de vleugelrui door in de Waddenzee. (Profielendocument zwarte stern, concept ontwerp Natura 2000 beheerplan, www.sovon.nl).De soort concentreert zich daarvoor in de nazomer (i.c. de maand september) in het IJsselmeergebied en in het Balgzand. De soort jaagt incidenteel in het Eems-Dollard estuarium, maar de zoute wateren vormen geen essentieel onderdeel van zijn leefgebied. Naast vissen (vooral zoetwatervissen) behoren ook grotere insecten, zoals libellen tot de prooidieren van de zwarte stern. Er is daardoor geen relatie met de kwikemissies vanuit de RWE-centrale. Om deze redenen is een significant negatief effect van de kwikemmissies van de RWE-centrale op het instandhoudingsdoel van de zwarte stern geheel uit te sluiten.. Dwergmeeuw De dwergmeeuw is aangewezen voor de Natura 2000-gebieden Noordzeekustzone, Niedersächsisches Wattenmeer & angrenzende Küstenmeer en Krummhörn. Het instandhoudingsdoel is ‘behoud oppervlakte en kwaliteit van het leefgebied’. De staat van instandhouding is in Nederland ‘matig ongunstig’ en in Duitsland ‘goed’. De dwergmeeuw is een uiterst schaarse broedvogel in Nederland. Op doortrek nemen de aantallen toe, echter in de winter zijn de aantallen weer vrij klein. Op doortrek worden de hoogste aantallen voornamelijk boven het IJsselmeergebied gezien. In Nederland broeden dwergmeeuwen in terreinen met pioniersvegetatie zoals kwelders, schaars begroeide zandplaten en recent ingepolderde gebieden, maar ook in laagveenmoerassen. ’s Winters trekt de soort naar grote open wateren en naar zee. Het is een koloniebroeder die vaak samen met kokmeeuw en visdief nestelt (Profielendocument dwergmeeuw, concept ontwerp Natura 2000 beheerplan, www.sovon.nl). De dwergmeeuw is een vogel die het Waddengebied en de kustzone alleen op doortrek aandoet. De vogels verblijven in de winter vooral op het IJsselmeer. (Profielendocument dwergmeeuw, concept ontwerp Natura 2000 beheerplan en SOVON). Er is geen relatie met verhoogde kwikconcentraties in het Eems-Dollard estuarium. Daarmee is een significant negatief effect van de kwikemmissies van de RWE-centrale op het instandhoudingsdoel van de dwergmeeuw geheel uit te sluiten Zwartkopmeeuw De zwartkopmeeuw is uitsluitend aangewezen voor het Duitse Vogelrichtlijngebied Niedersächsisches Wattenmeer & angrenzendes Küstenmeer. De staat van instandhouding is ‘goed’. De zwartkopmeeuw is een vogel die jaarrond in Nederland aanwezig is. De soort broedt voornamelijk in het Deltagebied. Overwinteren doet deze meeuw voornamelijk langs de Atlantische kust van Frankrijk en Groot-Brittannië en de Middellandse- en Zwarte Zee. De zwartkopmeeuw broedt voornamelijk in kolonies kokmeeuwen in de intergetijdenzone en foerageert op akkers en weilanden. De soort is aan een opmars

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

145


bezig in Nederland(Profielendocument zwartkopmeeuw, concept ontwerp Natura 2000 beheerplan, www.sovon.nl). . In het Waddengebied is het een vogel die onregelmatig en in zeer kleine aantallen broedt. Buiten de broedtijd is de zwartkopmeeuw in het Waddengebied een ronduit schaarse vogel. In Nederland is het Waddengebied nauwelijks van betekenis voor de zwartkopmeeuw. Er is geen relatie met kwikemissies van uit de RWE-centrale. Daarmee is een significant negatief effect van de kwikemmissies van de RWEcentrale op het instandhoudingsdoel van de zwartkopmeeuw geheel uit te sluiten

10.3.3.4

OVERIGE VISETENDE VOGELS

Aalscholver Voor het Natura 2000-gebied Waddenzee geldt een doelstelling voor de aalscholver als niet-broedvogel, die gericht is op behoud van de omvang en kwaliteit van het leefgebied met een draagkracht voor een populatie van 4.200 vogels (seizoensgemiddeld). De landelijke staat van instandhouding van de soort is in 2004 als gunstig beoordeeld. De aalscholver is in Nederland een vrij talrijke broedvogel en doortrekker en wintervogel in (vrij) groot aantal. Broeden doet de aalscholvers in het Waddengebied in duinen, kwelders en op eilanden. De aalscholver foerageert uitsluitend op vis en het leefgebied bestaat uit wateren met een goede vispopulatie. Aalscholvers komen voor in de hele Waddenzee, waarbij het zwaartepunt in de westelijke Waddenzee ligt (concept-ontwerpbeheerplan). De hoogste aantallen zijn te vinden in de nazomer, in de Westelijke Waddenzee. De vogels gebruiken de Waddenzee om te slapen, rusten en foerageren (Profielendocument aalscholver, concept ontwerp Natura 2000 beheerplan, www.sovon.nl).. Er is een kleine kolonie op het NAM-werkeiland in het Vogelrichtlijngebied Hund und Paapsand (eigen waarneming). Aalscholvers ondernemen lange voedselvluchten (soms tientallen km’s) van de rustplaatsen naar het foerageergebied.

In de Waddenzee bestaat het dieet vooral uit jonge platvis (http://www.ecomare.nl/ecomareencyclopedie/organismen/dieren/vogels/aalscholvers/aalscholver/). In deze studie is onder meer de verhoging van de interne kwikconcentratie in het lichaam van de bot gemodelleerd. Uit dit model kunnen ook conclusies worden getrokken over de accumulatie van kwik in de prooidieren van de aalscholver. De toename van de interne kwikconcentratie in bot als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale is in vijf jaar maximaal 2,1%. Zoals wij reeds in paragraaf 10.2 aangaven, valt dit lage percentage weg tegen de dominante invloed van het kwik uit de Eems. Uit het haringmodel blijkt bovendien dat de concentratie van methylkwik in kleine vissen beneden het ‘geen-effect niveau’ blijft. De uitkomsten van het GLM-model tonen bovendienondersteunen ten slotte de conclusies dat de verwaarloosbare percentages verhoging van methylkwik in kleine (en grotere) vissen aanverwaarloosbaar is. Daarmee is een significant negatieve invloed van de RWE-centrale op het voedsel van de aalscholver uitgesloten. Voor de aalscholver zelf geldt dat de uitkomsten van het visdiefmodel toepasbaar zijn. De aalscholver is immers vooral een viseter. Het visdiefmodel berekende voor visdieven die het hele broedseizoen hun vissen vangen op locatie 16 (nabij de Eemshaven), aan het eind van het broedseizoen een toename van de interne kwikconcentratie in de vogel van maximaal 1,2% als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale . Ook dit is een verschil dat in het niet valt bij de dominante invloed van het kwik uit de Eems. Bovendien komen de aalscholvers over het gehele Waddengebied voor en wisselen zij hun voedselgebieden vaker af (ontwerp beheerplan Waddenzee). De meeste gebieden liggen ver buiten de invloedssfeer van de RWEcentrale of hebben een lagere toename van de kwikconcentraties onder invloed van de RWE-centrale. Om

146

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


deze redenen zijn significante effecten van de kwikemissies van de RWE-centrale op de aalscholver geheel uit te sluiten. De trend van de populatie in de Waddenzee is negatief, de laatste tien seizoenen vertoont deze een afname. Het doelaantal wordt niet gehaald. In de Waddenzee speelt waarschijnlijk de suboptimale voedselsituatie (minder meststoffen = minder voedselrijk water en daardoor te weinig vis) een rol bij de afname van de populatie niet-broedvogels. Ook is lokale verstoring onder andere door de garnalenvisserij een aandachtspunt. Buiten de Waddenzee gaat het om factoren als de aantrekkelijkheid van andere gebieden buiten Nederland, het broedsucces en jacht en bestrijding in het buitenland (concept-ontwerpbeheerplan). Er is geen relatie tussen de kwikemissies vanuit de RWE-centrale en deze aspecten. (Netwerk Ecologische monitoring op www.sovon.nl, geraadpleegd september 2014). Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de aalscholver en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de behoudsdoelstellingen die voor de aalscholver zijn gesteld en daarom zijnom deze redenen een significant negatief effect van de kwikemmissies van de RWE-centrale op het instandhoudingsdoel van de aalscholver geheel uit te sluiten. Lepelaar Voor de lepelaar zijn instandhoudingsdoelen geformuleerd voor de Natura 2000-gebieden Waddenzee, Niedersächsisches Wattenmeer und angrenzendes Küstenmeer en Krummhörn. Voor de Waddenzee en Niedersächsisches Wattenmeer und angrenzendes Küstenmeer geldt een doelstelling voor de soort als broedvogel en niet-broedvogel. Voor Krummhörn geldt een doelstelling voor de soort als niet-broedvogel. Het instandhoudingsdoel voor broedvogels in de Waddenzee is gericht op behoud van de omvang en kwaliteit van het leefgebied met een draagkracht van gemiddeld 430 vogels (seizoensgemiddeld). Voor nietbroedvogels in de Waddenzee geldt behoud van de omvang en kwaliteit van het leefgebied met een draagkracht van gemiddeld 520 vogels(seizoensgemiddeld). De lepelaar is een vrij schaarse broedvogel die na het broedseizoen wegtrekt. Lepelaars broeden slecht op enkele plaatsen in Noord- Europa en hierin neemt de Waddenzee een belangrijke positie in. Het overgrote deel van de Nederlandse populatie broedt in de Waddenzee op de eilanden in moerassen, rietland en ruigtes langs de kust. Niet- broedvogels gebruiken de Waddenzee als slaapplaats en als foerageergebied. Lepelaars foerageren zowel overdag als ’s nachts en volgen in het intergetijdengebied het getijdenritme. Direct na aankomst in februari foerageren lepelaars ook veel in ondiepe poldersloten (binnendijks) om vanaf mei voornamelijk in de Waddenzee te foerageren. Daarnaast brengen de lepelaars een deel van hun rui door in het Waddengebied en bouwen ze er reserves op voor de trek naar de overwinteringsgebieden in WestAfrika en Zuidwest-Europa. Lepelaars verspreiden zich na de broedtijd over het gehele Waddengebied, waar op dat moment soms meer dan de helft van de Nederlandse populatie verblijft (Profielendocument lepelaar, concept ontwerp Natura 2000 beheerplan, www.sovon.nl). Het hoofdvoedsel van de lepelaar bestaat uit driedoornige- en tiendoornige stekelbaarzen tot ca. 15 cm lang die zij grotendeels in binnendijkse zoetwatergebieden vangen. In zoute wateren jagen de lepelaars vooral op garnalen en steurgarnalen. Ze eten ook kleinere prooien, waaronder aquatische insecten en hun larven, zoals watertorren, libellen, kokerjuffers, sprinkhanen, krekels, vliegen, muggen en wantsen. Ook vlokreeften, zoetwatermosseltjes, mollusken, wormen, bloedzuigers, amfibieën en hun larven, alsook plantaardig materiaal maken onderdeel uit van het dieet (bron: profielendocument). Uit de modelberekeningen voor de zandzager, onze modelsoort voor de kleine ongewervelde dieren op het wad, blijkt dat de verandering in concentraties in dit dier verwaarloosbaar zijn. Omdat de prooidieren van de lepelaar net als de zandzager

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

147


op of in het sediment leven, maar veel kleiner zijn en aanzienlijk korter leven, gelden de uitkomsten van de modellering van de toename van de kwikconcentratie in de zandzager ook voor de prooidieren van de lepelaar. De toename van de interne kwikconcentratie in zandzagers als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale is maximaal 1,94%. Zoals wij reeds in paragraaf 10.2 aangaven, valt dit lage percentage weg tegen de dominante invloed van het kwik uit de Eems.Eenzelfde uitkomst geldt voor kleine rondvissen, die gemodelleerd zijn in het bioaccumulatiemodel voor de haring. Voor de lepelaar kunnen conclusies worden getrokken uit de jongste jaarklassen van dit model. Ook hier zijn de veranderingen volstrekt verwaarloosbaar. Uit dit model blijkt bovendien dat de concentratie van methylkwik in kleine vissen in het Eems-Dollard estuarium beneden het ‘geen-effect niveau’ blijft. De uitkomsten van het GLM-model en het SSD-model ondersteunen bovendien de conclusies dat de percentages verhoging van methylkwik in de vissen verwaarloosbaar is. Om die reden is een significant negatieve invloed van de RWE-centrale op het voedsel van de lepelaar uitgesloten. Qua plaats in de voedselketen laat de lepelaar zich enerzijds vergelijken met de visdief (kleine visjes) in onze modelstudie en anderzijds met de scholekster (overige prooien). Uit de berekeningen in paragraaf 9.5.2 blijkt dat de interne concentratie in het lichaam van de visdief met maximaal 1,2% en in het lichaam van de scholekster maximaal met 2,1% toeneemt. Dit geldt voor vogels die jaarrond op locatie 16 (nabij de Eemshaven) respectievelijk op de mosselbank M4 foerageren, de mosselbank waar de toename vanuit de RWE-centrale het grootst is. Ook dit lage percentage valt weg tegen de dominante invloed van het kwik uit de Eems.Bovendien foerageren de lepelaars in werkelijkheid grotendeels binnendijks, in poldersloten. Voor deze prooien is er geen relatie met de kwikemissies vanuit de RWE-centrale. In het broedseizoen foerageren de lepelaars vooral onder de kust van de Waddeneilanden (www.sovon.nl) . Op deze plaatsen zijn de huidige kwikconcentraties aanzienlijk lager dan nabij de Eemshaven en M4. Ook de toename van die kwikconcentraties door de RWE-centrale zijn bij de Waddeneilanden aanzienlijk lager dan die bij de Eemshaven. Het effect van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale op de lepelaar zelf zal dus nog aanzienlijk kleiner zijn dan bij de scholekster die jaarrond op M4 voedsel zoekt. Een significant negatief effect als gevolg van de RWE-centrale op het instandhoudingsdoel van de lepelaar is daardoor uitgesloten. De populatie in de Waddenzee maakt de laatste jaren een flinke groei door. Het ontwerp beheerplan constateert dat er voor de lepelaar geen knelpunt is. In deze beheerplanperiode worden de behoudsdoelstellingen voor de lepelaar behaald. Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de lepelaar en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de behoudsdoelstellingen die voor de lepelaar zijn gesteld. Middelste zaagbek Voor de middelste zaagbek zijn instandhoudingsdoelen geformuleerd voor het Natura 2000-gebied Waddenzee. Voor het gebied geldt een doelstelling voor de soort als niet-broedvogel. Het instandhoudingsdoel voor niet-broedvogels is gericht op behoud van de omvang en kwaliteit van het leefgebied met een draagkracht van gemiddeld 150 vogels (seizoensgemiddeld). De landelijke staat van instandhouding van de middelste zaagbek is in de Waddenzee ‘gunstig’ De middelste zaagbek is een zichtjager die in ondiep water op kleine vis. De soort is in Nederland een uiterst schaarse broedvogel, waarvan de aantallen tijdens de trek en in de winter sterk toenemen. De grootste aantallen zaagbekken komen in ons land voor in de wintermaanden (oktober-april). De broedgebieden liggen vooral in Noordwest- Europa. Overwinterende middelste zaagbekken zijn in

148

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Nederland sterk geconcentreerd in de zoute wateren van het Deltagebied. Van enige betekenis was vroeger ook het IJsselmeer (bron profielendocument). In de Waddenzee is de middelste zaagbek regelmatig te vinden in de spuikommen bij het Lauwersmeer en bij de Afsluitdijk zoals bij Kornwederzand. De soort maakt gebruik van gemeenschappelijk slaapplaatsen in de Waddenzee. Het Waddengebied is derhalve voor de middelste zaagbek slechts van beperkte betekenis. Voor zover de soort er gebruik van maakt, foerageert zij in gebieden waar de kwikconcentraties niet door de RWE-centrale worden verhoogd. Er is dus geen relatie tussen de middelste zaagbekken en de kwikemissies uit de RWE-centrale. Een significant negatief effect van de kwikemissies uit de RWE-centrale op de instandhoudingsdoelen van de middelste zaagbek zijn derhalve uitgesloten.

Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de middelste zaagbek en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de behoudsdoelstellingen die voor de middelste zaagbek zijn gesteld. Roodkeelduiker De roodkeelduiker is alleen voor de Noordzeekustzone aangewezen, met uitsluitend behoudsdoelstellingen. De staat van instandhouding is matig gunstig. Roodkeelduikers zijn visetende vogels die vrijwel uitsluitend in het winterseizoen in de Noordzeekustzone voorkomen. De betekenis van de Nederlandse wateren voor deze soort is gering. Het Waddengebied is derhalve voor de roodkeelduiker geen essentieel leefgebied. De Noordzeekustzone is dat wel, maar hier zijn de kwikconcentraties substantieel lager dan in het Eems-Dollard estuarium. Bovendien is de toename van de kwikconcentraties vanwege de RWE-centrale in de Noordzeekustzone nihil. Daardoor is er geen relatie met de kwikemissies uit de centrale van RWE. Een significant negatief effect als gevolg van de RWE-centrale op het instandhoudingsdoel van de roodkeelduiker is daardoor uitgesloten.

Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de roodkeelduiker en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de behoudsdoelstellingen die voor de roodkeelduiker zijn gesteld. Parelduiker De parelduiker is alleen voor de Noordzeekustzone aangewezen, met uitsluitend behoudsdoelstellingen. De staat van instandhouding is onbekend. De parelduiker is een visetende soort die weinig in onze streken voorkomt en dan alleen in de winter en op de doortrek in april. De betekenis van de Nederlandse wateren voor deze soort is gering. Het Waddengebied is derhalve voor de parelduiker geen essentieel leefgebied. De Noordzeekustzone is dat wel, maar hier zijn de kwikconcentraties substantieel lager dan in het Eems-Dollard estuarium. Bovendien is de toename van de kwikconcentraties vanwege de RWE-centrale in de Noordzeekustzone nihil. Daardoor is er geen relatie met de kwikemissies uit de centrale van RWE. Een significant negatief effect als gevolg van de RWE-centrale op het instandhoudingsdoel van de parelduiker is daardoor uitgesloten.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

149


Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de parelduiker en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de behoudsdoelstellingen die voor de parelduiker zijn gesteld. Fuut Voor de fuut zijn instandhoudingdoelen geformuleerd voor de Natura2000-gebieden Waddenzee in Nederland; en Niedersächsisches Wattenmeer und angrenzendes Küstenmeer en Emschmarsch von Leer bis Emden in Duitsland. Voor de beide gebieden geldt een doelstelling voor de soort als niet-broedvogel. Het instandhoudingsdoel voor de fuut in de Waddenzee is gericht op behoud van de omvang en kwaliteit van het leefgebied met een draagkracht voor een populatie van gemiddeld 310 vogels (seizoensgemiddelde) (bron: concept Natura 2000-beheerplan Waddenzee, 2013). De fuut gebruikt de Waddenzee vooral als foerageergebied en is jaarrond aanwezig. De Waddenzee als leefgebied is vooral van belang buiten de broedtijd. Het leefgebied van de fuut in de Waddenzee bestaat voornamelijk uit delen met grootschalig open water om te foerageren en meer beschutte delen waar de vogels rusten. Rusten doen futen meestal groepsgewijs bij oevers. In de nazomer verblijven futen op speciale ruiplaatsen (vrijwel volledig buiten het Waddenzeegebied) (Concept natura 2000 beheerplan Waddenzee, 2014; Netwerk Ecologische Monitoring op sovon.nl, geraadpleegd september 2014). Futen voeden zich vooral met kleine vissen en waterinsekten. In deze studie is de verhoging van de interne kwikconcentratie in het lichaam van haring en bot gemodelleerd. Uit deze modellen kunnen ook conclusies worden getrokken over de accumulatie van kwik in de prooidieren van de aalscholver. De toename van de interne kwikconcentratie als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale is in vijf jaar voor beide vissoorten maximaal 2,1%. Ook dit lage percentage valt weg tegen de dominante invloed van het kwik uit de Eems. Uit het haringmodel blijkt bovendien dat de concentratie van methylkwik in kleine vissen beneden het ‘geen-effect niveau’ blijft. De uitkomsten van het GLM-model ondersteunen ten slotte de conclusies dat de verwaarloosbare percentages verhoging van methylkwik in kleine (en grotere) vissen verwaarloosbaar is. Daarmee is een significant negatieve invloed van de RWE-centrale op het voedsel van de futen uitgesloten. Voor de fuut zelf geldt dat de uitkomsten van het visdiefmodel toepasbaar zijn. De fuut is immers vooral een viseter. Het visdiefmodel berekende voor visdieven die het hele broedseizoen hun vissen vangen op locatie 16 (nabij de Eemshaven), aan het eind van het broedseizoen een toename van de interne kwikconcentratie in de vogel van maximaal 1,2% als gevolg van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale . Ook dit is een verwaarloosbaar verschil. Futen houden zich in het winterseizoen, als zij in grote groepen aanwezig zijn, vooral op bij de Afsluitdijk. Dit ligt ver buiten de invloedsfeer van de RWE-centrale. Het effect van de kwikemissies vanuit de RWE-centrale op de fuut zelf zal dus nog aanzienlijk kleiner zijn dan bij de visdief die het hele seizoen nabij de Eemshaven voedsel zoekt. Een significant negatief effect als gevolg van de RWE-centrale op de fuut is daardoor uitgesloten. Het aantal niet-broedvogels van de fuut laat de afgelopen 10 jaar een significante afname zien (Netwerk Ecologische Monitoring op sovon.nl, geraadpleegd september 2014). Hoewel het doelaantal voor de fuut in de periode 1999-2007 regelmatig niet werd gehaald, lijkt er volgens het ontwerp natura 2000-beheerplan geen sprake te zijn van een knelpunt voor deze soort. Meer recente gegevens suggereren eveneens dat het doelaantal wel kan worden gehaald. (http://s1.sovon.nl/gebieden/gebieden_trendsnw.asp?gebnr=1).

150

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de fuut en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de behoudsdoelstellingen die voor de fuut zijn gesteld. Overige visetende vogels die slechts marginaal gebruik maken van het Waddengebied en/of de Noordzeekustzone De volgende visetende vogels met een instandhoudingsdoel voor een van de relevante Natura 2000gebieden maken slechts zeer beperkt gebruik van deze gebieden: 

Grote zaagbek (Nederlandse Waddenzee)



Nonnetje (Nederlandse Waddenzee)



Blauwe reiger (Niedersächsisches Wattenmeer und angrenzendes Küstenmeer)



Porseleinhoen (Emschmarsch).

Voor deze soorten geldt dat zij zodanig kort in het gebied zijn, in vergelijking met de modelsoort visdief die jaarrond in de omgeving van de Eemshaven foerageert, dat effecten van de toename van kwik vanuit de RWE-centrale verwaarloosbaar zijn. Een significant negatief effect van de kwikemissie vanuit de RWEcentrale op bovenstaande soorten is derhalve uitgesloten.

10.3.3.5

ROOFVOGELS

Tot de roofvogels met een instandhoudingsdoel in de relevante Natura 2000-gebieden behoren de slechtvalk, de bruine kiekendief, de blauwe kiekendief en de velduil. Van deze soorten jaagt alleen de slechtvalk op steltlopers boven de wadplaten en is daarom relevant voor de beoordeling van kwikemissies. Slechtvalk De slechtvalk is aangewezen als niet-broedvogel voor de Vogelrichtlijngebieden Waddenzee en Niedersächsisches Wattenmeer und angrenzendes Küstenmeer. De staat van instandhouding is in de Waddenzee ‘gunstig’ en in het Niedersächsisches Wattenmeer ‘zeer goed’ (sehr gut). De slechtvalk is in het Waddengebied een wintergast, doortrekker en recent ook broedvogel. De Nederlandse winterpopulatie bestaat uit de kleine eigen broedpopulatie en overwinteraars uit NoordEuropa. De slechtvalk heeft zich gespecialiseerd in het vangen van middelgrote vogels, vooral watervogels, zoals eenden en steltlopers. In het Waddengebied vangt hij veel bonte strandlopers (conceptontwerpbeheerplan) en kanoeten (Penninkhof, 2013). De solitaire overwinteraars zijn plaatstrouw en iedere vogel heeft een afgebakend winterterritorium dat wordt verdedigd tegen soortgenoten (conceptontwerpbeheerplan). In deze studie is de toename van de interne kwikconcentraties in scholeksters berekend. Hieruit kunnen conclusies worden getrokken over de kwaliteit van de prooidieren van de slechtvalk. De scholekster staat dan model voor de steltlopers waarop de slechtvalk jaagt. Uit de berekeningen in paragraaf 9.5.2 blijkt dat de interne kwikconcentratie in het lichaam van de scholekster maximaal met 2,1% toeneemt in het conservatieve scenario. Zoals wij reeds in paragraaf 10.2 aangaven, valt dit lage percentage weg tegen de dominante invloed van het kwik uit de Eems.Slechtvalken vangen naast steltlopers ook andere vogels, zoals spreeuwen, kauwtjes en houtduiven. Dat zijn soorten waar een verband met de toename van de kwikemissie vanuit de RWE-centrale ontbreekt. Bovendien komt de slechtvalk in het hele Waddengebied voor, ook in gebieden die ver buiten de invloedssfeer van de RWE-centrale liggen. Ten slotte komen slechtvalken in het Waddengebied voornamelijk voor buiten het broedseizoen. Door deze spreiding kan een

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

151


significant negatief effect van de kwikemissies uit de RWE-centrale op de populatie van de slechtvalk worden uitgesloten. De aantallen slechtvalken vertonen sinds 1997 en ook de laatste seizoenen een significante toename. Het doelaantal wordt de laatste vijf seizoenen ruimschoots overschreden. Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de slechtvalk en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de behoudsdoelstellingen die voor de slechtvalk zijn gesteld.

10.3.3.6

PLANTENETENDE VOGELS

De volgende plantenetende vogels zijn in relevante Natura 2000 gebieden aangewezen met een instandhoudingsdoel: 

toendrarietgans



taigarietgans



grauwe gans



brandgans



kleine rietgans



rotgans



Canadese gans



kleine zwaan



smient



krakeend



wintertaling



wilde eend



pijlstaart



slobeend

De meeste genoemde soorten zijn voor hun instandhouding niet afhankelijk van het Waddengebied. Voor zover ze gebruik maken van het Waddengebied betreft dit vooral of uitsluitend de begroeide kwelders. In een enkel geval wordt ook de schaars begroeide pionierzone met zeekraal en slijkgras begraasd. De enige soort die licht afwijkt van de beschreven soorten, is de kleine zwaan. Deze foerageert in zoet of brak water en gebruikt de Waddenzee uitsluitend als slaapplaats (concept ontwerp Natura 2000 beheerplan). Er zijn diverse redenen waarom wij een significant negatief effect van verhoogde kwikconcentraties vanuit de RWE-centrale op grazende vogels uitsluiten: 

De hogere delen van de kwelders worden slechts incidenteel door zeewater overspoeld. Daardoor zal de toch al geringe concentratietoename zich niet vertalen in een significant zwaardere belasting in de vegetatie. Op de hoogste delen staat de vegetatie vooral onder invloed van regenwater. Ganzen en eenden zoeken dergelijke plekken juist op, omdat zij plasjes met zoet water prefereren om het zout in de (brakke) vegetatie te elimineren.



Het open water en de wadplaten worden door deze vogels, als ze er al komen, vooral gebruikt om te rusten en te poetsen.

152

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief




Uit de literatuur is bekend dat (vaste-land)planten kwik kunnen opnemen (Best et.al. 2007; Su et.al, 2009). Echter, dezelfde auteurs geven aan dat kwik in planten wordt tegengehouden door de wortel/blad-blokkade, die slechts door genetische manipulatie kan worden opgeheven. Dit duidt er op dat kwik wel in de wortels, maar niet in de bladtoppen terecht komt die door de grazende vogels worden gegeten.

Voor al deze soorten geldt dat de relatie met de kwikemissies van de RWE-centrale niet of nauwelijks bestaat. Voor zover een dergelijke relatie wel bestaat is deze (vanwege de incidentele overspoeling van het leefgebied met zeewater) van een veel geringere orde dan welke geldt voor soorten die jaarrond foerageren in gebieden die wel dagelijks met zeewater worden overspoeld. Nu voor deze laatste soorten een significant negatief effect van de kwikemissies van de RWE-centrale kan worden uitgesloten, geldt dit evenzeer voor de soorten die aanzienlijk minder relatie met de kwikemissies vanuit de RWE-centrale hebben. Rotgans De rotgans is de enige plantenetende vogel die regelmatig op de onbegroeide wadplaten voorkomt. Daarom wordt deze hier als individuele soort beschreven. Voor de rotgans geldt een behoudsdoelstelling voor de Waddenzee voor zowel de oppervlakte als voor de kwaliteit van het leefgebied. Voor het Duitse Vogelrichtlijngebied Niedersächsisches Wattenmeer und angrenzendes Küstenmeer, Krummhörn, Emschmarsch von Leer bis Emden en Hund und Paapsand is de soort eveneens aangewezen. De landelijke staat van instandhouding is ‘matig ongunstig’; de trend in de Waddenzee is stabiel. In de Duitse gebieden is de staat van instandhouding ‘goed’. De rotgans zijn trekvogels en wintergasten in het Waddengebied en broeden op de Siberische toendra’s. Nederland is voor de rotganzen een zeer belangrijk land, het merendeel van de wereldpopulatie overwintert hier of tank bij om vervolgens de oversteek naar Engeland te maken. De soort is hier kustgebonden en waagt zich zelden verder landinwaarts. In Nederland komen tijdens de doortrekperiodes in september-november en april-mei hogere aantallen voor dan midden in de winter. De rotganzen concentreren zich in het voorjaar tot einde mei in het Waddengebied bij voorkeur op kwelders en schorren (Profieldocument rotgans). In het Waddengebied foerageren en rusten rotganzen bij hoogwater vooral in het intergetijdengebied en op akkers en weilanden in de directe omgeving van de Waddenzee. Belangrijke locaties zijn de Friese- en Groningse waddenkust, de Waddeneilanden (Ameland en Terschelling), de kwelder bij Mormerven en het Balgzand. De soort komt vrijwel niet voor in het Eems-Dollard estuarium. De rotgans onderneemt frequent drink- en poetsvluchten naar open water en heeft een sterke traditionele binding met pleisterplaatsen.

De rotganzen hebben een voorkeur voor het eiwitrijke (boerengras in de landbouwpolders van de Waddeneilanden, maar foerageren daarnaast ook op zeegras (voor zover beschikbaar), darm- en groenwieren op het wad, en op gras en kruiden op kwelders en schorren. De rotgans is daardoor slechts voor een klein deel van zijn menu afhankelijk van de onbegroeide of spaarzaam begroeide wadplaten in het Waddengebied. Vanwege deze voedselkeuze is er dus geen relatie met de kwikemissies van RWE. Een significant negatief effect kan bij deze soort worden uitgesloten. Op basis hiervan stellen wij vast dat de kwikemissie door RWE niet leidt tot significante verslechtering van de kwaliteit van het leefgebied van de rotgans en dat er op populatieniveau geen effecten te verwachten zijn. De kwikemissie vanuit de RWE-centrale heeft geen invloed op de haalbaarheid van de behoudsdoelstellingen die voor de rotgans zijn gesteld.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

153


10.3.4

NIET-MARIENE EN NIET- ESTUARIENE SOORTEN

Een aantal soorten met een instandhoudingsdoel in Nederland of Duitsland komt door hun levenswijze niet in contact met zeewater of sediment en hebben geen zeeorganismen in hun dieet. De instandhouding van deze soorten is derhalve niet afhankelijk van de kwaliteit van het zeewater. Het gaat om soorten die bijvoorbeeld leven in de kwelderduintjes of op de hogere delen van de kwelders, de niet-mariene en nietestuariene soorten. Daarnaast zijn er soorten met een instandhoudingsdoel die slechts sporadisch in de Natura 2000-gebieden voorkomen. Voor deze soorten is een significant negatief effect op voorhand uit te sluiten, zeker in vergelijking met de uitkomsten van de bioaccumulatiemodellen voor soorten die wel hun voedsel uit dat zeewater halen. Voor de volgende soorten sluiten wij om bovengenoemde redenen een significant negatief effect uit: Natura 2000-gebied Waddenzee Nauwe korfslak Nauwe korfslakken komen in het Waddengebied voor in bladstrooisel op hellingen van kwelderduintjes, al dan niet aan de voet van duindoornstruwelen.Voorwaarde voor de instandhouding van de soort is dat het leefgebied niet worden overspoeld met zout water. . Een significant negatief effect is daarmee uitgesloten omdat deze soort niet in contact komt met zeewater of sediment en geen zeeorganismen in zijn dieet heeft. Vogelrichtlijngebied Niedersächsisches Wattenmeer und angrenzendes Küstenmeer De volgende kwalificerende vogelsoorten maken uitsluitend gebruik van duinen, duinbosjes, zilte graslanden, rietzomen en akkergebieden. Open (zee)water of onbegroeide of spaarzaam begroeide wadplaten zijn geen functioneel onderdeel van het leefgebied van deze soorten.

154



Veldleeuwerik (broedvogel)



Strandleeuwerik (broedvogel)



Slobeend (broedvogel)



Roerdomp (broedvogel



Tapuit (broedvogel)



Gele kwikstaart (broedvogel)



Rietzanger (broedvogel)



Kleine karekiet (broedvogel)



Nachtegaal (broedvogel)



Roodborsttapuit (broedvogel)



Kwartelkoning (broedvogel)



Grauwe klauwier (broedvogel)



Geoorde fuut (broedvogel)



Dodaars (broedvogel)



Frater (niet-broedvogel)



Sneeuwgors (niet-broedvogel)



Oeverpieper (niet-broedvogel)



Watersnip (niet-broedvogel)



Kuifeend (niet-broedvogel)



Kleine ritegans (niet-broedvogel)



Taigarietgans (niet-broedvogel)



Canadese gans (niet-broedvogel)



Wilde zwaan (niet-broedvogel)

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Een significant negatief effect is uitgesloten omdat deze soorten niet in contact komen met zeewater of sediment en geen zeeorganismen in hun dieet hebben. De volgende kwalificerende vogelsoorten komen slechts zeer sporadisch voor. Voor deze soorten is het Waddengebied niet essentieel voor de instandhouding van de soort 

Drieteenmeeuw (niet-broedvogel)



Alk (niet-broedvogel)



Zeekoet (niet-broedvogel)

Een significant negatief effect is uitgesloten omdat deze soorten door hun incidentele voorkomen niet regelmatig in contact staan met prooien die onder invloed staan van de kwikemissies vanuit de RWEcentrale. Vogelrichtlijngebied Krummhörn De volgende kwalificerende vogelsoorten maken uitsluitend gebruik van duinen, duinbosjes, zilte graslanden, rietzomen en akkergebieden. Open (zee)water of onbegroeide of spaarzaam begroeide wadplaten zijn geen functioneel onderdeel van het leefgebied van deze soorten. 

Blauwborst (broedvogel)






Gele kwikstaart (broedvogel)



Paapje (broedvogel)



Baardman (broedvogel)



Kemphaan (broedvogel en niet-broedvogel)



Waterral (broedvogel)



Kolgans (niet-broedvogel)



Knobbelzwaan (niet-broedvogel)

Een significant negatief effect is uitgesloten omdat deze soorten niet in contact komen met zeewater of sediment en geen zeeorganismen in hun dieet hebben. Vogelrichtlijngebied EmschmarschDe volgende kwalificerende vogels maken uitsluitend gebruik van leefgebieden die bestaan uit duinen, duinbosjes, de hoge delen van de kwelders, rietzomen en akkergebieden. Ze maken geen gebruik van het open (zee)water of van de onbegroeide of spaarzaam begroeide wadplaten: 




Snor (broedvogel)



Baardman (broedvogel)



Paapje (broedvogel)






Porseleinhoen (broedvogel)



Kwartel (broedvogel)



Kwartelkoning (broedvogel)






Meerkoet (broedvogel en niet-broedvogel)



Kemphaan (broedvogel en niet-broedvogel)



Watersnip (niet-broedvogel)



Oeverloper (niet-broedvogel)



Wilde zwaan (niet-broedvogel)



Knobbelzwaan (niet-broedvogel)

Een significant negatief effect is uitgesloten omdat deze soorten niet in contact komen met zeewater of sediment en geen zeeorganismen in hun dieet hebben.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

155


Vogelrichtlijngebied Krummhörn De volgende kwalificerende vogels maken uitsluitend gebruik van leefgebieden die bestaan uit duinen, duinbosjes, de hoge delen van de kwelders, rietzomen en akkergebieden. Ze maken geen gebruik van het open (zee)water of van de onbegroeide of spaarzaam begroeide wadplaten: 

Blauwborst (broedvogel)




Een significant negatief effect is uitgesloten omdat deze soorten niet in contact komen met zeewater of sediment en geen zeeorganismen in hun dieet hebben.

10.4 

CONCLUSIES BEOORDELING KWIKEMISSIES VANUIT DE RWE-CENTRALE

De bijdrage van kwik uit de RWE-centrale aan de bioaccumulatie is bijzonder klein, in de orde van 2% als maximumwaarde bij zeer ongunstig gekozen voorwaarden (worst case).



De veranderingen in de bioaccumulatie zijn dermate klein dat deze volledig in het niet vallen in vergelijking met de verschillen tussen de diverse locaties in het Eems-Dollard estuarium. Bovendien zijn ze niet terug te vinden in tijdreeksen van metingen, waardoor de berekende toename in de praktijk niet waarneembaar zal zijn.



Er is geen enkele diersoort met een instandhoudingsdoel waarvan een ongunstige staat van instandhouding wordt veroorzaakt, wordt verergerd of in gevaar gebracht door de kwiksituatie in het Eems-Dollard estuarium.



De matig gunstige of slechte staat van instandhouding van de soorten die een matig gunstige of slechte staat van instandhouding hebben, wordt primair bepaald door andere factoren, die op de populatieomvang of de conditie invloed hebben, zoals de schelpdiervisserij, klimaatveranderingen of de intensivering van de landbouw in de broedgebieden. De kwikemissie door RWE heeft geen invloed op de kwaliteit van het leefgebied van de relevante soorten.



Een zichtbaar of meetbaar, laat staan een significant negatief effect, van de RWE-centrale op de instandhoudingsdoelen van de relevante soorten in de relevante Natura 2000-gebieden kan daarom voor het aspect ‘kwik’ geheel worden uitgesloten.

156

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


11

Cumulatie van

effecten 11.1

INLEIDING

De Natuurbeschermingswet schrijft voor dat de effecten van een plan of project niet alleen afzonderlijk, maar ook in cumulatie met andere plannen en projecten dienen te worden beoordeeld. De berekeningen in dit rapport zijn uitgevoerd met gebruikmaking van de geregistreerde achtergrondwaarden voor luchtverontreiniging en waterverontreiniging. Daarnaast hebben wij onderzoek gedaan naar eventuele kwikbronnen die nog niet in de geregistreerde achtergrondwaarden zijn opgenomen.

11.2

GEREGISTREERDE BRONNEN

De kwikemissie in het Eems-Dollard systeem bestaat uit vier verschillende bronnen: 1) aanvoer vanuit het buitenland (Eems), 2) atmosferische depositie, 3) afvalwater vanuit rwzi’s, 4) afvalwater vanuit IBA’s en overstorten. De laatste drie bronnen zijn gebaseerd op de Waterbase van Rijkswaterstaat. Voor de Eems is gebruik gemaakt van de beschikbare gegevens van het Duitse Umweltbundesamt. Er zijn geen gegevens bekend voor kwikbelasting vanuit de kleinere wateren als Ruiten Aa en Eemskanaal, maar grote bronnen bevinden zich hier niet. Hiermee is een volledig dekkend systeem beschikbaar, waarmee de bijdrage van RWE kan worden beschouwd in relatie tot andere bronnen. In Nederland zijn 1.200 bedrijven verplicht hun emissies bij de overheid te laten registreren. Het gaat om bedrijven die op grond van EU-wetgeving verplicht zijn om de uitstoot van vervuilende stoffen in een milieujaarverslag (het 'European Pollution Release and Transfer Register' (E-PRTR)), te rapporteren. Bedrijven moeten voor 1 april van het volgende jaar hun emissies bij hun bevoegde instantie hebben ingediend. Bevoegde instanties krijgen daarna tot 1 juli de tijd om de gegevens te controleren en te valideren. Op grond van deze wettelijke verplichting zijn alle registratieplichtige bedrijven, waaronder de grotere installaties, in de emissieregistratie opgenomen als zij in 2012 bestonden. Dit geldt bijvoorbeeld ook voor de reststoffen energie centrale (REC Omrin) in Harlingen. In dit onderzoek hebben wij in het Delft 3D WAQ-model alle geregistreerde Nederlandse en Europese bronnen ingevoerd, zowel de lozingen op het oppervlaktewater als de atmsofersiche depositie. Met deze bronnen is dus in de bioaccumulatiemodellen reeds rekening gehouden.

11.3

NIET-GEREGISTREERDE BEDRIJVEN

Recente ontwikkelingen zijn mogelijk nog niet in de emissieregistratie op genomen, omdat ze nog geen kwik emitteren (wel vergund maar nog geen emissie) dan wel zo nieuw zijn dat ze om die reden nog niet in de registratie voorkomen. Onderzocht is daarom welke nieuwe kwikbronnen, die van invloed kunnen zijn op de Waddenzee, er kunnen zijn. Daarbij is gekeken naar kwikbronnen in de omgeving van de (internationale)

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

157


Waddenzee. Zonder een vast afstandscriterium te bepalen, zijn bronnen die zo ver weg gelegen zijn dat cumulatie van effecten op voorhand uitgesloten is buiten beschouwing gelaten. De volgende nieuwe – nog niet in de emissieregistratie opgenomen – bronnen zijn gevonden: 

Ensartech afvalsmelterij voor het terugwinnen van waardevole grondstoffen



Biomassacentrale Golden Raand van Eneco

11.3.1

ENSARTECH

Emissie naar de lucht Voor kwik in het rookgas geldt in de milieuvergunnning een emissie-eis van 0,02 mg/Nm3 (jaargemiddeld) en een vracht van 6,75 kg/jaar (0,0009 kg/uur). De emissie voldoet aan het BVA en aan de BREF. Emissie naar het water Ensartech loost geen afvalwater op het oppervlaktewater. Een kwiklozing op de Waddenzee is daarom niet aan de orde. Beoordeling Het bedrijf Ensartech heeft geen kwikemissie naar het oppervlaktewater en een kwikemissie naar de lucht die een factor 14 lager ligt dan de emissie vanuit de centrale van RWE. In vergelijking met de anderen bronnen die al in de beoordeling zijn betrokken, levert Ensartech geen relevante bijdrage aan de concentraties kwik in de Waddenzee. Van de maximaal per jaar naar de lucht geëmitteerde hoeveelheid kwik van 6,75 kg komt, mede vanwege de lage depositiesnelheid van kwik, slechts een verwaarloosbaar deel via atmosferische depositie in de Waddenzee terecht. De emissie naar lucht zal niet leiden tot meetbare veranderingen van de concentraties in de Waddenzee en daarom ook niet tot een wijziging van de aan de effectbeoordeling verbonden conclusies. In deze studie naar de effecten van de RWE-centrale is bovendien consequent gekozen voor worst case aannames. Deze vormen daarmee reeds een overschatting van de effecten van de RWE-centrale. De de emissie vanuit het bedrijf Ensartech leidt daarom niet tot een wijziging van de aan de effectbeoordeling van RWE verbonden conclusies.

11.3.2

BIOMASSACENTRALE GOLDEN RAAND

Emissie naar de lucht Voor de centrale geldt volgens de milieuvergunning een emissie-eis voor kwik van 7,5 ng/Nm3. Jaarlijks wordt uit de centrale maximaal 18 kg kwik naar de lucht geëmitteerd. De maximale emissie door de biomassacentrale is vele malen lager dan volgens de BREF toegesstaan en deze voldoet ruimschoots aan het BBT-uitgangspunt. Emissie naar het water Onbekend is wat de omvang van de lozing van kwik door de biomassacentrale is. Gezien de aard van de installatie – er worden alleen grondstoffen van de witte en gele lijst verbrand – kan er echter geen sprake zijn van een kwiklozing van enige betekenis. Beoordeling De Biomassacentrale Golden Raand heeft geen kwikemissie naar het oppervlaktewater en een kwikemissie naar de lucht die een factor 5 lager ligt dan de emissie vanuit de centrale van RWE. In vergelijking met de anderen bronnen die al in de beoordeling zijn betrokken, levert de biomassacentrale geen relevante bijdrage aan de concentraties kwik in de Waddenzee. Van de maximaal per jaar naar de lucht geëmitteerde hoeveelheid kwik van 18 kg komt, mede vanwege de lage depositiesnelheid van kwik, slechts een verwaarloosbaar deel via atmosferische depositie in de Waddenzee terecht. Nu uit de voorliggende

158

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


studie blijkt dat de kwikemissies vanuit de RWE-centrale slechts leiden tot een verwaarloosbare toename van de kwikconcentraties in water en levende organismen en zichtbare en meetbare effecten niet zullen optreden, kan een significant negatief effect van de centrale op de (instandhoudingsdoelen van) de diverse relevante soorten worden uitgesloten. In deze studie naar de effecten van de RWE-centrale is bovendien consequent gekozen voor worst case aannamen. Deze vormen daarmee reeds een overschatting van de effecten van de RWE-centrale. De emissie vanuit de biomassacentrale Golden Raand leidt daarom niet tot een wijziging van de aan de effectbeoordeling van RWE verbonden conclusies.

11.4

CUMULATIE IN RELATIE TOT MOBIELE SOORTEN

Een aantal soorten met instandhoudingsdoelen migreren over grote delen van de (internationale) Waddenzee en/of de Noordzeekustzone. Dit zijn de zogeheten ‘mobiele soorten’. De belangrijkste zijn in dit verband de gewone en de grijze zeehond, de bruinvis, de haring en een aantal vogelsoorten. Deze soorten kunnen ook buiten het Eems-Dollard estuarium met kwik worden belast. Kwikconcentraties in het Eems-Dollard estuarium zijn substantieel hoger dan elders in de (aangrenzende) Nederlandse en Duitse Waddenzee en ook veel hoger dan op de Noordzee (afbeelding 27). Daar komt bij dat wij in onze modellen steeds hebben aangenomen dat de mobiele soorten zich jaarrond voeden met vis of mosselen afkomstig van de modellocaties met de hoogste toename vanuit de RWE-centrale, namelijk locatie 16 direct bij de Eemshaven en mosselbank 4 (nabij Borkum). Dit zijn worst case situaties, omdat de mobiele soorten veelal een groot deel van het jaar afwezig zijn en zich voeden op plaatsen met een veel lagere kwikconcentratie in het voedsel. Aangezien de toename van de kwikconcentraties in het lichaam van de doorgerekende soorten telkens verwaarloosbaar klein was, is ook een effect in cumulatie met bronnen buiten de invloedssfeer van de RWE-centrale uitgesloten.

11.5

CONCLUSIE BEOORDELING IN CUMULATIE MET ANDERE KWIKBRONNEN

Ten slotte komen wij tot de volgende conclusies met betrekking tot de cumulatie van effecten: 

Alle relevante kwikbronnen die de huidige achtergrondbelasting van de Waddenzee bepalen zijn in de effectbeoordeling betrokken, deze houdt daardoor al rekening met de cumulatie van effecten.



Twee nieuwe kwikbronnen zijn nog niet in de emissieregistratie opgenomen en de cumulatie met deze twee bronnen is daarom afzonderlijk beoordeeld. Het betreft nieuwe, moderne installaties met een state of the art rookgas- en/of afvalwaterzuivering, waardoor de kwikemissies zeer laag zijn.



De twee in cumulatie te beoordelen bronnen, Ensartech en de biomassacentrale van Eneco, emitteren slechts kwik in zulke geringe hoeveelheden dat dit niet leidt tot een meet- of merkbare verandering van de kwikbelasting van het Eems-Dollard-estuarium of de (internationale) Waddenzee. Ze leiden evenmin tot een andere c.q. hogere bioaccumulatie in organismen dan in dit rapport al beschreven. Daarbij komt dat in deze studie consequent is gekozen voor worst case aannames. De uitkomsten vormen daarmee reeds een overschatting van de effecten van de RWE-centrale.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

159


Bijlage 1

Gebruikte bronnen

Algemene literatuur over kwik Bleeker, Am. MSc. & dr. J.H. Duyzer 2003. Belasting van het oppervlaktewater door atmosferische depositie. TNO-rapport R 2003/476. TON Apeldoorn. I.o.v. RWS/RIZA. Cleveringa, J. 2008. Ontwikkeling sedimentvolume Eems-Dollard en het Groninger wad; Overzocht van de beschikbare kennis en gegevens. rapport A2269R1r3. Alkyon, Marknesse. 47 pp. + App. Eisma D. (1981) Supply and deposition of suspended matter in the North Sea. Special Publication of the International Association of Sedimentologists 5:415–28. Haas, H. (1997) Transport, preservation and accumulation of organic carbon in the North Sea. Geologica Ultraiectina 155. Proefschrift Universiteit Utrecht IMARES data m.b.t. kwikgehalten in mosselen en botten in de Bocht van Watum, verzameld in opdracht van Rijkswaterstaat (JAMP) (ongepubliceerd, ons aangereikt door IMARES) Kindbom, K. & J. Munthe. (2007). Product-related emission of Mercury to Air in the European Union. IVL Swedish Environmental Research Institute. Gothenburg. Kotterman, M. & M. van den Heuvel. (2010). Kwik en chroom in het milieu. Verschijningsvormen, gedrag en toxiciteit. Literatuurstudie kwik in het kader van het project Kwik en Zwarte water. Imares. Rapport C046/10. RIVM. (1994). Basisdocument kwik. Slooff, W., van Beelen, P., Annema, J.A., Janus, J.A. Opdrachtgever Ministerie van Volkshuisvesting, Ruimtelijke Ordening en Milieubeheer, Directie Stoffen, Veiligheid, Straling. Rapportnr. 7104001023. RIVM. (2010). Emissies en verspreiding van zware metalen. Mennen, M.G. , van Pul, W.A.J., Nguyen, P.L., Hogendoorn, E.A., van Putten, E.M., Boshuis-Hilverdink, M.E., de Groot, G.M. In opdracht van VROM, Directie Klimaat en Luchtkwaliteit, in het kader van M/609100/10: ‘milieurisico’s DMI stoffen’. RIVM Rapport 609100004/2010. Bildhoven. RIVM (2011). Factsheet kwik Ruiter, A. (1998) Kwik. Herziening van Chemische Feitelijkheden nr. 008. Scientifix. Bilthoven. 156-1. Rijkswaterstaat: DONAR-meetgegevens TNO, Deltares en IBL, (2014). Emissieschattingen Diffuse bronnen Emissieregistratie: Atmosferische Depositie op Nederland en Nederlands Continentaal Plat (versie mei 2014). In opdracht van Rijkswaterstaat vervaardigd. Umweltbundesamt (2010) Calculation of Emissions into Rivers in Germany using the MONERIS Model Nutrients, heavy metals and polycyclic aromatic hydrocarbons.

Geraadpleegde websites

160

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


http://www.emissieregistratie.nl/ERPUBLIEK/documenten/Water/Factsheets/Nederlands/Atmosferisch e%20Depositie%20op%20Nederland%20en%20NCP.pdf http://waterbase.nl

Literatuur betreffende de eigenschappen van kwik Amyot M., G. Southworth, S.E. Lindberg, H. Hintelmann, J.D. Lalonde, N. Ogrinc, A.J. Poulain, K.A. Sandilands, 2004. Formation and evasion of dissolved gaseous mercury in large enclosures amended with 200HgCl2 Atmospheric Environment 38 (2004) 4279–4289 Baeyens W. and M. Leermakers, 1998. Elemental mercury concentrations and formation rates in the Scheldt estuary and the North Sea Marine Chemistry 60 1998. 257–266. Baeyens W., C. Meuleman, B. Muhaya & M. Leermakers, 1998.Behaviour and spéciation of mercury in the Scheldt estuary (water, sediments and benthic organisms) Hydrobiologia 366: 63-79, 1998. Bakker J. F., M. van den Heuvel-Greve, D. Vethaak, K. Camphuysen, D. M. Fleet, B. Reineking, H. Skov, P. H. Becker and J. Muñoz Cifuentes 4. Hazardous Substances Wadden Sea Ecosystem No. 19 – 2005. Bellert, E.G., Åkerman, J.E., Koopmans, M.P. and van de Ven, C.L.M., 2004. Menselijke belasting Waddenzeegebied door scheepvaart en atmosferische depositie. RIKZ report RIKZ/AB/2004.612. July, 2004; in Dutch. Benoit J.M ., C.C . Gilmour, R.P . Mason and A. Heyes, 1999. Sulfide Controls on Mercury Speciation and Bioavailability to Methylating Bacteria in Sediment Pore Waters Environ. Sci. Technol. 1999, 33, 951-957. Benoit J.M., D.H. Shull, P. Robinson, L.R. Ucran, 2006. Infaunal burrow densities and sediment monomethyl mercury distributions in Boston Harbor, Massachusetts Marine Chemistry 102 (2006) 124–133. Bergamaschi B.A., J.A. Fleck, B.D. Downing, E. Boss, B. Pellerin, N.K. Ganju, D.H. Schoellhamer, A.A. Byington, W.A. Heim, M. Stephenson, and R. Fujiia, 2011. Methyl mercury dynamics in a tidal wetland quantified using in situ optical measurements Limnol. Oceanogr., 56(4), 2011, 1355–1371 Bergs J. Van den 1992. Kwikconcentraties in waterbodem Eems-Dollard estuarium nabij het voormalige lozingspunt van de persleiding Groningen-Delfzijl. Best E. P. H., Herbert L. Fredrickson, Holger Hintelmann, Olivier Clarisse, Brian Dimock, Charles H. Lutz, Gui R. Lotufo, Rod N. Millward, Anthony J. Bednar, and John S. Furey, 2007. Pre-Construction Biogeochemical Analysis of Mercury in Wetlands Bordering the Hamilton Army Airfield (HAAF) Wetlands Restoration Site. Part 2. Bloom N., G.A. Gill, S. Capellino, C. Dobbs, L. McShea, and C. Driscoll, 1999. Speciation and Cycling of Mercury in Lavaca Bay, Texas, Sediments Environ. Sci. Technol. 1999, 33, 7-13 Bouchet S., E. Tessier, M. Monperrus, R. Bridou, J. Clavier, G. Thouzeau and D. Amouroux, 2011. Measurements of gaseous mercury exchanges at the sediment–water, water–atmosphere and sediment– atmosphere interfaces of a tidal environment (Arcachon Bay, France) J. Environ. Monit., 2011, 13, 1351. Cleveringa J., 2008. Ontwikkeling sedimentvolume Eems-Dollard en het Groninger wad: Overzicht van de beschikbare kennis en gegevens. Report by Alkyon Hydraulic Consultancy and Research.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

161


Compeau G.C. and R. Bartha, 1987. Effect of Salinity on Mercury-Methylating Activity of Sulfate-Reducing Bacteria in Estuarine Sediments Appl. Environ. Microbiol. 1987, 53(2):261. Compeau G. and R. Bartha, 1984. Methylation and demethylation of mercury under controlled redox, pH and salinity conditions. Appl. Environ. Microbiol. 1984, 48(6):1203. Coquery M., Cossa D., 1995. Mercury speciation in surface waters of the North Sea. Neth J Sea Res 34:245– 257. Cossa D. and C. Gobeil, 2000. Mercury speciation in the Lower St. Lawrence Estuary Can. J. Fish. Aquat. Sci. 57(Suppl. 1): 138–147 (2000) Covelli S., J. Faganeli, C. De Vittor, S. Predonzani, A. Acquavita, M. Horvat, 2008. Benthic fluxes of mercury species in a lagoon environment (Grado Lagoon, Northern Adriatic Sea, Italy) Applied Geochemistry 23 (2008) 529–546 Covelli S., L. Langone, A. Acquavita, R. Piani, A. Emili, 2012. Historical flux of mercury associated with mining and industrial sources in the Marano and Grado Lagoon (northern Adriatic Sea) Estuarine, Coastal and Shelf Science 113 (2012) 7-19. Engle M. A., M.T. Tate, D.P. Krabbenhoft, A. Kolker, M.L. Olson, E.S. Edgerton, J.F. DeWild, and A.K. McPherson, 2008. Characterization and cycling of atmospheric mercury along the central US Gulf Coast Applied Geochemistry 23 419–437 Ericksen J., M. Gustin, S. Lindberg, S. Olund, and D.P. Krabbenhoft, 2005. Assessing the Potential for Reemission of Mercury Deposited in Precipitation from Arid Soils Using a Stable Isotope Environ. Sci. Technol. 2005, 39, 8001-8007 Ferrari, C. P., P.A. Gauchard, Katrine Aspmo, A. Dommergue, O. Magand, E. Bahlmann, S. Nagorski, C. Temme, R. Ebinghaus, A. Steffen, Cathy Banic, T. Berg, F. Planchon, C. Barbante, P. Cescon, C.F. Boutron 2005 Snow-to-air exchanges of mercury in an Arctic seasonal snow pack in Ny-Ålesund, Svalbard Atmospheric Environment 39 (2005) 7633–7645 Fitzgerald W.F., Lamborg C.H., Hammerschmidt C.R., 2007. Marine biogeochemical cycling of mercury. Chem Rev 2007a;107:641–662. Gagnon C., E. Pelletier, A. Mucci, W.F. Fitzgerald 1996. Diagenetic behavior of methylmercury in organicrich coastal sediments Limnol. Oceanogr., 41(3), 1996, 428-434 Hammerschmidt C.R., W.F. Fitzgerald, C.H. Lamborg, P.H. Balcom, P.T. Visscher, 2004. Biogeochemistry of methylmercury in sediments of Long Island Sound Marine Chemistry 90 (2004) 31– 52 Hammerschmidt C.R. and W.Fitzgerald, 2006. Methylmercury in Freshwater Fish Linked to Atmospheric Mercury Deposition Environ. Sci. Technol., 2006, 40 (24), pp 7764–7770. Hollweg T.A., C.C. Gilmour and R.P. Mason, 2009. Methylmercury production in sediments of Chesapeake Bay and the mid-Atlantic continental margin Marine Chemistry 114 (2009) 86–101 Holmes C. D., D. J. Jacob, E. S. Corbitt, J. Mao, X. Yang, R. Talbot, and F. Slemr, 2010. Global atmospheric model for mercury including oxidation by bromine atoms Atmos. Chem. Phys., 10, 12037–12057. Jin H., G. Liebezeit and D. Ziehe, 2012. Distribution of Total Mercury in Surface Sediments of the Western Jade Bay, Lower Saxonian Wadden Sea, Southern North Sea Environ Contam Toxicol (2012) 88:597–604.

162

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Kos G., A. Ryzhkov, A. Dastoor, J. Narayan, A. Steffen, P. A. Ariya, and L. Zhang, 2013. Evaluation of discrepancy between measured and modelled oxidized mercury species. Atmos. Chem. Phys., 13, 4839– 4863, 2013 Kramer K.J.M., R. Misdorp, G. Berger and H. Duijts, 1991. Maximum pollutant concentrations at the wrong depth: a misleading pollution history in a sediment core Marine Chemistry, 36 (1991) 183-198 Kuss J. and B. Schneider, 2007. Variability of the Gaseous Elemental Mercury Sea–Air Flux of the Baltic Sea Environ. Sci. Technol. 2007, 41, 8018–8023. Lalonde J.D., M. Amyot, M.R. Doyon, and J.C. Auclair, 2003. Photo-induced Hg(II) reduction in snow from the remote and temperate Experimental Lakes Area (Ontario, Canada) Journal of Geophysical Research, Vol. 108, NO. D6, 4200. Lambertsson L. and M. Nilsson, 2006. Organic Material: The Primary Control on Mercury Methylation and Ambient Methyl Mercury Concentrations in Estuarine Sediments Environ. Sci. Technol. 2006, 40, 1822-1829 Laurier F.J.G., Cossa D., J.L. Gonzalez, E. Breviere and G. Sarazin, 2003. Mercury transformations and exchanges in a high turbidity estuary Geochimica et Cosmochimica Acta SEP 2003; 67(18) : 3329-3345. Leermakers M., M. Elskens, S. Panutrakul, F. Monteny and W.Baeyens, 1993. Geochemistry of mercury in an intertidal flat of the Scheldt estuary. Netherlands Journal of Aquatic Ecology 27(2-4) 267-277 (1993) Leermakers M., S. Galletti, S. De Galan, N. Brion, W. Baeyens 2001 Mercury in the Southern North Sea and Scheldt estuary Marine Chemistry 75 2001. 229–248. Lin C.J., S.O. Pehkonen, 1999. The chemistry of atmospheric mercury: a review Atmospheric Environment 33 2067-2079. Lin C.J., P. Pongprueksa, S.E. Lindberg, S.O. Pehkonen, D. Byun, C. Jang, 2006. Scientific uncertainties in atmospheric mercury models I: Model science evaluation Atmospheric Environment 40 2911–2928 Liu G., Cai Y. and O’Driscoll N., 2012. Environmental Chemistry and Toxicology of Mercury Copyright © 2012 by John Wiley & Sons, Inc. Lockhart W.L., R.W. Macdonald, P.M. Outridge, P. Wilkinson, J.B. DeLaronde, J.W.M. Rudd, 2000 Tests of the fidelity of lake sediment core records of mercury deposition to known histories of mercury contamination The Science of the Total Environment 260 2000. 171-180. Lohman, K., Seigneur, C., Edgerton, E., and Jansen, J., 2006 Modelling mercury in power plant plumes, Environ. Sci. Technol., 40, 3848–3854, doi:10.1021/es051556v, 2006. Monperrus M., E. Tessier, D. Amouroux, A. Leynaert, P. Huonnic, O.F.X. Donard, 2007. Mercury methylation, demethylation and reduction rates in coastal and marine surface waters of the Mediterranean Sea Marine Chemistry 107 (2007) 49–63 Munthe J., I. Wängberg, Å. Iverfeldt, O. Lindqvist, D. Strömberg, J. Sommar, K. Gårdfeldt, G. Petersen, R. Ebinghaus, E. Prestbo, K. Larjava, V. Siemens, 2003. Distribution of atmospheric mercury species in Northern Europe: final results from the MOE project Atmospheric Environment 37 Supplement No. 1 S9– S20.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

163


Muresan B., D. Cossa, D. Jézéquel, F. Prévot, S. Kerbellec, 2007. The biogeochemistry of mercury at the sediment water interface in the Thau lagoon. 1. Partition and speciation Estuarine, Coastal and Shelf Science Volume 72, Issue 3, April 2007, Pages 472-484 OSPAR, 2000. Commission for the Protection of the Marine Environment of the North-East Atlantic Chapter 4 Chemistry Quality Status Report 2000 Region II – Greater North Sea OSPAR Commission, London 20. Pacyna, E. G., Pacyna, J. M., Steenhuisen, F., and Wilson, S, 2006. Global anthropogenic mercury emission inventory for 2000, Atmos. Environ., 40(22), 4048–4063, 2006. Poissant L.,M. Pilote, X. Xu,H. Zhang and C. Beauvais, 2004. Atmospheric mercury speciation and deposition in the Bay St. François wetlands Journal of Geophysical Research, VOL. 109, D11301, Selin N. E. 2009. Global Biogeochemical Cycling of Mercury: A Review Annu. Rev. Environ. Resour. 34:43– 63. Streets, D. G., Hao, J., Wu, Y., Jiang, J., Chan, M., Tian, H., and Feng, X, 2005. Anthropogenic mercury emissions in China, Atmos. Environ., 40(39), 7789–7806, 2005. Strode S.A., L. Jaeglé, N.E. Selin, D.J. Jacob, R.J. Park, R.M. Yantosca, R.P. Mason, and F. Slemr 2007 Air-sea exchange in the global mercury cycle Global Biochemical Cycles, Vol. 21, GB1017 Su Y., F.X. Han, J. Chen, S. Shiyab, D.L.Monts, Phytotoxicity and Phytoremediation Potential of Mercury in Indian Mustard and Two Ferns with Mercury Contaminated Water and Oak Ridge Soil – 9241. WM2009 Conference, March 1-5, 2009, Phoenix AZ Sunderland E.M, F.A.P.C. Gobas, A. Heyes, B.A. Branfireun, A.K. Bayer, R.E. Cranston, Michael B. Parsons, 2004. Speciation and bioavailability of mercury in well-mixed estuarine sediments Marine Chemistry 90 (2004) 91– 105 Whalin L., E.H. Kim, R. Mason, 2007. Factors influencing the oxidation, reduction, methylation and demethylation of mercury species in coastal waters Marine Chemistry 107 (2007) 278–294. Zschuppe, K.H. & H.N. Kerdijk, 1982. Voorkomen van kwik in slib uit het Eems-Dollard estuarium in 1980. Waterloopkundig Laboratorium; Instituut voor Bodemvruchtbaarheid;Rapportnr.: M 1838.

Literatuur met betrekking tot de modellering van het Delft 3D WAQ model Deltares (2013): Verschilanalyse toetsingskaders voor de Noordzee, auteurs C.A. Schipper en R. Laane, Deltares rapport 1206167-ZKS-0014. Deltares (2014): Water quality and aquatic ecology modelling suite D-Water Quality, Processes Library Description, Detailed description of Processes, Technical Reference Manual, Version: 5.01.34078, 26 May 2014. Jin H., G. Liebezeit and D. Ziehe, 2012. Distribution of Total Mercury in Surface Sediments of the Western Jade Bay, Lower Saxonian Wadden Sea, Southern North Sea Environ Contam Toxicol (2012) 88:597–604. Rajar, Rudi, Matjaz Cetina and Andrej Sirca (1997): Hydrodynamic and water quality modelling: case studies, Ecological modelling 101, 209-228.

164

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Umweltbundesamt (2010) Calculation of Emissions into Rivers in Germany using the MONERIS Model Nutrients, heavy metals and polycyclic aromatic hydrocarbons.

Literatuur met betrekking tot de rol van kwik in organismen Abreu S.N., Rodrigues A.C.M., Gadelha J.R., Morgado F. & Soares A.M.V.M. (2010) Mercury Depuration in Pomatoschistus microps during Acclimatation. In: Interdisciplinary Studies on Environmental Chemistry — Biological Responses to Contaminants. (Eds N. Hamamura, S. Suzuki, S. Mendo, C.M. Barroso, H. Iwata & S. Tanabe), pp. 159–164. TERRAPUB. Ackerman JT, CA Eagles-Smith, GH Heinz, et al. 2006. Mercury in birds of the San Francisco Bay-Delta: trophic pathways, bioaccumulation, and ecotoxicological risk to avian reproduction. U.S. Geological Survey, Western Ecological Research Center, Davis, CA and U.S. Fish and Wildlife Service, Environmental Contaminants Division, Sacramento. CA. 41pp. Ackerman, JT, and CA Eagles-Smith. 2008. A dual life-stage approach to monitoring the effects of mercury concentrations on the reproductive success of Forster’s Terns in San Francisco Bay. Administrative Report, U. S. Geological Survey, Western Ecological Research Center, Davis, CA 47 pp. Ackerman, J.T., and C.A. Eagles-Smith. 2009. Integrating toxicity risk in bird eggs and chicks: using chick down feathers to estimate mercury concentrations in eggs. Environmental Science and Technology 43:21662172. Akearok JA, Hebert CE, Braune BM, Mallory M (2010) Inter- and intraclutch variation in egg mercury levels in marine bird species from the Canadian arctic. Sci Total Environ 408:836–840. Albers PH, Koterba MT, Rossmann R, Link WA, French JB, Bennett RS, Bauer WC (2007) Effects of methylmercury on reproduction in American kestrels. Environ Toxicol Chem 26:1856–1866. Al-Rasheid K. a. S. & Sleigh M. a. (1994) The effects of heavy metals on the feeding rate of Euplotes mutabilis (Tuffrau, 1960). European Journal of Protistology 30, 270–279. Alvarez M, CA Murphy, KA Rose, ID McCarthy, and LA Fuiman. 2006. Maternal body burdens of methylmercury impair survival skills of offspring in Atlantic croaker (Micropogonias undulatus). Aquatic Toxicology 80(1):329-337. AMAP, 1998. AMAP Assessment Report: Arctic Pollution Issues. Chapter 7: Heavy Metals. Arctic Monitoring and Assessment Programme (AMAP), Oslo, Norway. Aubail A., Teilmann J., Dietz R., Rigét F., Harkonen T., Karlsson O., et al. (2011) Investigation of mercury concentrations in fur of phocid seals using stable isotopes as tracers of trophic levels and geographical regions. Polar Biology 34, 1411–1420. Baeyens W, Leermakers M, Papina T, Saprykin A, Brion N, Noyen J, De Gieter M, Elskens M, Goeyens L (2003) Bioconcentration and biomagnification of mercuryand methylmercuryin North Sea and Scheldt Estuary fish. Arch Environ Contam Toxicol 45:498–508. Bailey C., Miller J.L., Miller M.J. & Dhaliwal B.S. (1995) Application of Toxicity Identification Procedures to the Echinoderm Fertilization Assay to Identify Toxicity in a Municipal Effluent. Environmental toxicolo 14, 2181–2186.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

165


Barr, J. F. 1986. Population dynamics of the common loon (Gavia immer) associated with mercurycontaminated waters in northwestern Ontario. Can. Wild!. Serv. Occas. Pap. No. 56, 23 pp. Baudrimont M., Schäfer J., Marie V., Maury-Brachet R., Bossy C., Boudou A., et al. (2005) Geochemical survey and metal bioaccumulation of three bivalve species (Crassostrea gigas, Cerastoderma edule and Ruditapes philippinarum) in the Nord Medoc salt marshes (Gironde estuary, France). Science of the Total Environment 337, 265–80. Becker PH (1992) Egg mercury levels decline with the laying sequence in Charadriiformes. Bull Environ Contam Toxicol 48(5):762–767 Becker P.H. & Dittman T. (2009) Contaminants in Bird Eggs, Quality status report 2009. Thematic Report No. 5.2. Wilhelmshaven, Germany. Becker PH, Dittmann T. 2010. Contaminants in bird eggs in the Wadden Sea: trends and perspectives. Wadden Sea Ecosys 26. Wadden Sea Secretariat, Wilhelmshaven, pp 205–209. Beckvar, N., Dillon, T.M., and Read, L.B., 2005, Approaches for linking whole-body fish tissue residues of mercury or DDT to biological effects thresholds: Environmental Toxicology and Chemistry, v. 24, no. 8, p. 2,094–2,105 Beiras R. & His E. (1994) Effects of dissolved mercury on embryogenesis, survival, growth and metamorphosis of Crassostrea gigas oyster larvae. Marine Ecology Progress Series 113, 95–103. Bennett P.M., Jepson P.D., Law R.J., Jones B.R., Kuiken T., Baker J.R., et al. (2001) Exposure to heavy metals and infectious disease mortality in harbour porpoises from England and Wales. Environmental pollution (Barking, Essex : 1987) 112, 33–40.Berntssen M.H.G., Aatland A. & Handy R.D. (2003 Bennett, P.M., Jepson, P.D., Law, R.J., Jones, B.R., Kuiken, T., Baker, J.R., Rogan, E. and Kirkwood, J.K. 2001. Exposure to heavy metals and infectious disease mortality in harbour porpoises from England and Wales. Environ. Pollut. 112, 33-40. Berntssen MHG, A Aatland, and RD Handy. 2003. Chronic dietary mercury exposure causes oxidative stress, brain lesions, and altered behaviour in Atlantic salmon (Salmo salar) parr. Aquatic toxicology 65: 5572. Berry M.J. & Ralston N.V.C. (2008) Mercury toxicity and the mitigating role of selenium. EcoHealth 5, 456–9. Bianchini A, and R. Gilles. 1996. Toxicity and Accumulation of mercury in three species of crabs with different osmoregulatory capacities. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 57: 91-98. Bjerregaard P. & Christensen L. (1993) Accumulation of organic and inorganic mercury from food in the tissues of Carcinus maenas: effect of waterborne selenium. Marine Ecology Progress Series 99, 271–281. Bloom N.S. (1992) On the chemical form of mercury in edible fish and marine invertebrate tissue. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 49, 1010–1017. Boening DW. 2000. Ecological effects, transport, and fate of mercury: a general review. Chemosphere 40:1335-1351. Bonifacio R.S. & Montaño M.N. (1998) Inhibitory effects of mercury and cadmium on seed germination of Enhalus acoroides (L.f.) Royle. Bulletin of environmental contamination and toxicology 60, 45–51.

166

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Borg K, Wanntorp H, Erne K, Hanko E (1969) Alkyl mercury poisoning in terrestrial Swedish wildlife. Viltrevy 6:301–379. Boudou A. & Ribeyre F. (1985) Experimental study of trophic contamination of Salmo gairdneri by two mercury compounds-HgCl2 and CH3HgCl--analysis at the organism and organ levels. Water, Air and Soil Pollution 26, 137–148. Boudou, A., M. Delnomdedieu, D. Georgescauld, F. Ribeyre, and E. Saouter. 1991. Fundamental roles of biological barriers in mercury accumulation and transfer in freshwater ecosystems (analysis at organism, organ, cell and molecular levels). Water, Air, and Soil Pollution 56:807-822. Bouton, S.N., P.C. Frederick, M.G. Spalding, and H. McGill. 1999. Effects of chronic, low concentrations of dietary methylmercury on the behavior of juvenile great egrets. Environmental Toxicology and Chemistry. 18(9):1934-1939. Braune B.M. (1987) Mercury Accumulation in Relation to Size and Age of Atlantic Herring (Clupea harengus harengus) from the Southwestern Bay of Fundy, Canada. Archives of Environmental Contamination and Toxicology 16, 311–320. Braune BM, Mallory ML, Gilchrist HG (2006) Elevated mercury levels in declining population of ivory gulls in the Canadian Arctic. Marine Poll Bull 52:969–987 Braune, BM, AM. Scheuhammer, D Crump, S Jones, E Porter, D Bond (2012). Toxicity of methylmercury injected into eggs of thick-billed murres and arctic terns. Ecotoxicology 21:2143–2152. Brasseur S., Aarts G., Meesters E., Van T., Petel P., Dijkman E., et al. (2012) Habitat preferences of harbour seals in the Dutch coastal area : analysis and estimate of effects of offshore wind farms. Wageningen. Brink P.J. Van den & Kater B.J. (2000) Bioassays en chemische metingen, is er een relatie? Multivariate analyse van chemische en biologische waarnemingen aan sedimenten van de Waddenzee en het zeehavenkanaal. Wageningen. Brown DA, and TR Parsons. 1978. Relationship between cytoplasmic distribution of mercury and tosic effects to zooplankton and chum salmon (Oncorhynchus keto) exposed to mercury in a controlled ecosystem. J. Fish Res. Board Can 35:880-882. Burger, J. 2002. Food Chain Differences Affect Heavy Metals in Bird Eggs in Barnegat Bay, New Jersey. Environmental Research Section A 90, 33-39. Burger J. & Gochfeld M. (2004) Metal levels in eggs of common terns (Sterna hirundo) in New Jersey: temporal trends from 1971 to 2002. Environmental research 94, 336–343. Burgess NM, Meyer MW. 2008. Methylmercury exposure associated with reduced productivity in common loons. Ecotoxicology 17:83-91. Burnham, K. P. and D. R. Anderson 2002. Model Selection and Multi-model Inference: A Practical Information-Theoretic Approach. Second Edition. Springer-Verlag, New York. USA. Bustamante P., Morales C., Mikkelsen B., Dam M. & Caurant F. (2004) Trace element bioaccumulation in grey seals Halichoerus grypus from the Faroe Islands. Marine Ecology Progress Series 267, 291–301. Calapaj G.G. (1973) Chemical Pollution of Mytilus I. Radiostrontium, Radiocesium, Inorganic Mercury, Hexavalent Chromium. Ig. Mod. 66, 243–270.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

167


California Regional Water Quality Control Board. 2006. Mercury in San Francisco Bay Proposed Basin Plan Amendment and Staff Report for Revised Total Maximum Daily Load (TMDL) and Proposed Mercury Water Quality Objectives. August 1. Callahan P. & Weis J.S. (1983) Methylmercury Effects on Regeneration and Ecdysis in Fiddler Crabs (Uca pugilator, U. pugnax) after Short-Term and Chronic Pre-exposure. Archives of Environmental Contamination and Toxicology 12, 707–714. Campbell LM, RJ Norstrom, KA Hobson, DCG Muir, S Backus, A Fisk. 2005. Mercury and other trace elements in a pelagic Arctic marine food web (Northwater Polynya, Baffin Bay). Science of the Total Environment 351–352: 247–263. Cardoso P.G., Lillebø a I., Pereira E., Duarte a C. & Pardal M. a (2009) Different mercury bioaccumulation kinetics by two macrobenthic species: the bivalve Scrobicularia plana and the polychaete Hediste diversicolor. Marine environmental research 68, 12–8. Cattani O., Fabbri D., Salvati M., Trombini C. & Vassura I. (1999) Biomonitoring of Mercury Pollution in a Wetland near Ravenna, Italy by Translocated Bivalves (Mytilus galloprovincialis). Environmental Toxicology and Chemistry 18, 1801–1805. Caurant, F., Amiard-Triquet, C., Amiard, J.C., 1993. Factors influencing the accumulation of metals in pilot whales (Globicephala melas) of the Faroe Islands. In: Donovan, G.P., Lockyer, C., Martin, A.R. (Eds.) Biology of northern hemisphere pilot whales, Report of the International Whaling Commission, Special Issue 14, pp. 369–390. Chen C, M Dionne, BM Mayes, DM Ward, S Sturup, BP Jackson. 2009. Mercury Bioavailability and Bioaccumulation in Estuarine Food Webs in the Gulf of Maine. Environ. Sci. Technol. 43: 1804–1810. Coelho J.P., Nunes M., Dolbeth M., Pereira M.E., Duarte a. C. & Pardal M. a. (2008) The role of two sediment-dwelling invertebrates on the mercury transfer from sediments to the estuarine trophic web. Estuarine, Coastal and Shelf Science 78, 505–512. Conaway, C.H., Squire, S., Mason, R.P., Flegal, A.R., 2003. Mercury speciation in the San Francisco Bay estuary. Marine Chem. 80 (2–3), 199–225. Conaway CH, JRM Ross, R Looker, RP Mason, AR Flegal. 2007. Decadal mercury trends in San Francisco Estuary sediments. Environmental Research 105:53-66. Crump, K.L., and Trudeau, V.L., 2009, Mercury-induced reproductive impairment in fish: Environmental Toxicology and Chemistry, v. 28, no. 5, p. 895–907. Cunningham PA, and MR Tripp. 1973. Accumulation and depuration of mercury in the Aerican oyster (Crassostrea virginica). Marine Biology 20:14-19. Cuvin-Aralar, M. L.A., and R. W. Furness. 1991. Mercury and selenium interaction: a review. Ecotoxicol. Environ. Saf. 21:348-364. D’Asaro C.N. (1985) Effects assessment of selected chemicals on estuarine and marine organisms. U.S. Environmental Protection Agency, Office of Research and Development, Environmental Research Laboratory.

168

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Das K., Siebert U., Gillet A., Dupont A., Di-Poï C., Fonfara S., et al. (2008) Mercury immune toxicity in harbour seals: links to in vitro toxicity. Environmental health : a global access science source 7, 52.Davis, J.A., J.R.M. Ross, S.N. Bezalel, J.A. Hunt, A.R. Melwani, R.M. Allen, G. Ichikawa, A. Bonnema, W.A. Heim, D. Crane, S. Swenson, C. Lamerdin, M. Stephenson, and K. Schiff. 2012. Contaminants in Fish from the California Coast, 2009-2010: Summary Report on a Two-Year Screening Survey. A Report of the Surface Water Ambient Monitoring Program (SWAMP). California State Water Resources Control Board, Sacramento, CA. May Davis, J. A., Looker, R. E., Yee, D., Marvin-_DiPasquale, M., Grenier, J. L., Austin, C. M., McKee, L. J., Greenfield, B. K., Brodberg, R., and Blum, J. D. (2014). Reducing Methylmercury Accumulation in the Food Webs of San Francisco Bay and Its Local Watersheds. Contribution No. 707. San Francisco Estuary Institute, Richmond, California Dawson M.A. (1990) Blood chemistry of the windowpane flounder Scophthalmus aquosus in Long Island Sound: Geographical, seasonal, and experimental variations. Fishery Bulletin 88, 429–437. Depew, D.C., Basu, N., Burgess, N.M., Campbell, L.M., Devlin, E.W., Drevnick, P.E., Hammerschmidt, C.R., Murphy, C.A., Sandheinrich, M.B., and Wiener, J.G., 2012a, Toxicity of dietary methylmercury to fish: derivation of ecologically meaningful threshold concentrations: Environmental Toxicology and Chemistry, v. 31, no. 7, p. 1,536–1,547 Depew, D.C., Basu, N., Burgess, N.M., Campbell, L.M., Evers, D.C., Grasman, K.A., and Scheuhammer, A.M., 2012b, Derivation of screening benchmarks for dietary methylmercury exposure for the common loon (Gavia immer)—Rationale for use in ecological risk assessment: Environmental Toxicology and Chemistry, v. 31, no. 10, p. 2,399–2,407. Devi V.U. (1998) Heavy metal toxicity to an intertidal gastropod Morula granulata (Duclos): Tolerance to copper, mercury, cadmium and zinc. Oceanographic Literature Review 45. Dillon T.M. (1977) Mercury and the estuarine marsh clam, Rangia cuneata Gray. I. Toxicity. Archives of environmental contamination and toxicology 6, 249–55. Dijkstra JA, KL Buckman, D Ward, DW. Evans, M Dionne, CY Chen 2013. Experimental and Natural Warming Elevates Mercury Concentrations in Estuarine Fish. PLOS One 8(3): e58401. doi:10.1371/journal.pone.0058401 Dixon R. & Jones B. (1994) Mercury concentrations in stomach contents and muscle of five fish species from the north east coast of England. Marine Pollution Bulletin 28, 741–745. Dorn P. (1974) The effects of mercuric chloride upon respiration in Congeria leucophaeata. Bulletin of environmental contamination and toxicology 12, 86–91. Drevnick PR, and MB Sandheinrich, 2003. Effects of Dietary Methylmercury on Reproductive Endocrinology of Fathead Minnows. Environ. Sci. Technol 37: 4390-4396. Duchemin M.B., Auffret M., Wessel N., Fortier M., Morin Y., Pellerin J., et al. (2008) Multiple experimental approaches of immunotoxic effects of mercury chloride in the blue mussel, Mytilus edulis, through in vivo, in tubo and in vitro exposures. Environmental pollution (Barking, Essex : 1987) 153, 416–23. Dupont A., Siebert U., Covaci A., Weijs L., Eppe G., Debier C., et al. (2013) Relationships between in vitro lymphoproliferative responses and levels of contaminants in blood of free-ranging adult harbour seals (Phoca vitulina) from the North Sea. Aquatic toxicology (Amsterdam, Netherlands) 142-143, 210–20.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

169


Eagles-Smith CA, Ackerman JT, Yee J, Adelsbach TL. 2009. Mercury demethylation in livers of four waterbird species: evidence for dose-response thresholds with liver total mercury. Environ Toxicol Chem 28:568–577 Eagles-Smith, C.A. and J.T. Ackerman 2010. Developing Impairment Thresholds for the Effects of Mercury on Forster’s Tern Reproduction in San Francisco Bay. Data Summary, U.S. Geological Survey, Western Ecological Research Center, Davis, CA. 21 pp. Eagles-Smith CA, JJ Wilacker, CM Flanagan Pritz. 2014. Mercury in Fishes from 21 National Parks in the Western United States—Inter- and Intra-Park Variation in Concentrations and Ecological Risk. U.S. Department of the Interior and U.S. Geological Survey. Open File report 2014-1051. 54 p. http://dx.doi.org/10.3133/ofr20141051. Eisler R.Mer cury hazards to fish, wildlife, and invertebrates: a synoptic review.US Fish and Wildlife Service Biology Report 85 (_1.1).1987. Elumalai M., Antunes C. & Guilhermino L. (2007) Enzymatic biomarkers in the crab Carcinus maenas from the Minho River estuary (NW Portugal) exposed to zinc and mercury. Chemosphere 66, 1249–1255. Evans, D. W., R. D. Kathman and W. W. Walker (2000): Trophic accumulation and depuration of mercury by blue crabs (Callinectes sapidus) and pink shrimp (Penaeus duorarum). Mar. Environ. Res., 49(5), 419–434. Evers DC, KM Taylor, A Mjor, RJ Taylor, RH Poppenga, AM Scheuhammer. 2003. Common loon eggs as indicators of methylmercury availability in North America. Ecotoxicology 12: 69-81. Evers DC, Lane OP, Savoy L, Goodale W (2004) Assessing the impacts of methylmercury on piscivorous wildlife using a wildlife criterion value based on the common loon, 1998–2003. Unpubl. report BRI 2004–05 submitted to the Maine Department of Environmental Protection. BioDiversity Research Institute, Gorham, ME Evers DC, Burgess N, Champoux L, Hoskins B, Major A, Goodale W, Taylor R, Poppenga R, Daigle T (2005) Patterns and interpretation of mercury exposure in freshwater avian communities in northeastern North America. Ecotoxicology 14: 193–222 Evers DC, Han YJ, Driscoll CT, Kamman NC, Goodale MW, Lambert KF, Holsen TM, Chen CY, Clair TA, Butler T (2007) Identification and evaluation of biological hotspots of mercury in the Northeastern U.S. and Eastern Canada. BioScience 57:29–43 Evers, D.C., L.J. Savoy, C.R. DeSorbo, D.E. Yates, W. Hanson, K.M. Taylor, L. Siegel, J.H. Cooley, Jr., M.S. Bank, A. Major, K. Munney, B. Mower, H.S. Vogel, N. Schoch, M. Pokras, M.W. Goodale, and J. Fair. 2008. Adverse effects from environmental mercury loads on breeding Common Loons. Ecotoxicology 17(2):69–81. Fant ML, M Nyman, E Helle, E Rudback. 2001. Mercury, cadmium, lead and selenium in ringed seals (Phoca hispida) from the Baltic Sea and from Svalbard. Environmental Pollution 111: 493-501. Fimreite, N. 1971. Effects of dietary methylmercury on ring-necked pheasants. Can. Wildl. Serv. Occas. Pap. 9. 39pp. Fimreite N., 1974. Mercury contamination of aquatic birds in northwestern Ontario. J. Wild. Manage. 38(1):120-131. Fimreite N. 1979. Accumulation of effects of mercury on birds. Pp 601- 627. The biogeochemistry of mercury in the environment. Editor: JO Nriagu. Elsevier/North-Holland Biomedical Press. Ontario, Canada.

170

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Fisher N.S., Bohé M. & Teyssié J. (1984) Accumulation and toxicity of Cd, Zn, Ag, and Hg in four marine phytoplankters. Marine Ecology Progress Series 18, 201–213. Fjeld E., Haugen T.O. & Vøllestad L. a (1998) Permanent impairment in the feeding behavior of grayling (Thymallus thymallus) exposed to methylmercury during embryogenesis. The Science of the total environment 213, 247–54. Folmer E.O., Olff H. & Piersma T. (2010) How well do food distributions predict spatial distributions of shorebirds with different degrees of self-organization? The Journal of animal ecology 79, 747–56. Foster-Smith R.L. (1975) The effect of concentration of suspension on the filtration rates and pseudofaecal production for Mytilus edulis L., Cerastoderma edule (L.) and Venerupis pullastra (Montagu). Journal of Experimental Marine Biology and Ecology 17, 1–22. Fournier F, Karasov WH, Kenow KP, Meyer MW, Hines RK (2002) The oral bioavailability and toxicokinetics of methylmercury in Common Loon (Gavia immer) chicks. Comp Biochem Phys Part A 133:703–714 Francesconi, K. A. and Lenanton, 1992. R. C. J., Mercury contamination in a semi-enclosed marine embayment: Organic and inorganic mercury content of biota, and factors influencing mercury levels in fish, Mar. Environ. Res., 33, 189-212, 1992 Frederick PC, B Hylton, JA Health, MG Spalding. 2004. A historical record of mercury contamination in southern Florida (USA) as inferred from avian feather tissue. Environ. Tox. Chem. 23(6):1474-1478. Freeman, H. C., G. Sangalang, J. F. Uthe, and K. Ronald. 1975. Steroidogenesis in vitro in the harp seal (Pagophilus groenlandicus) without and with methylmercury treatment in vivo. Environ. Physiol. Biochem. 5:428-439. Friedmann A.S., Watzin M.C., Brinck-johnsen T. & Leitera J.C. (1996) Low levels of dietary methylmercury inhibit growth and gonadal development in juvenile walleye (Stizostedion vitreum). Aquatic Toxicology 35, 265–278. Fujise, Y., Honda, K., Tatsukawa, R., Mishima, S., 1988. Tissue distribution of heavy metals in Dall’s porpoises in the Northwestern PaciWc. Marine Pollution Bulletin 19, 226–230. Gagnon C. & Fisher N.S. (1997) Bioavailability of Sediment-Bound Methyl and Inorganic Mercury to a Marine Bivalve. Environmental Science & Technology 31, 993–998. Galay Burgos M. & Rainbow P.S. (2001) Availability of cadmium and zinc from sewage sludge to the flounder, Platichthys flesus, via a marine food chain. Marine environmental research 51, 417–439. Geelhoed S.C. V, Scheidat M., van Bemmelen R.S.A. & Aarts G. (2013) Abundance of harbour porpoises (Phocoena ¬ phocoena) on the Dutch Continental Shelf, aerial ¬ surveys in July 2010-March 2011. Lutra 56, 45–57. Gentile J.H., Gentile S.M., Hairston N.G. & Sullivan B.K. (1982) The use of life-tables for evaluating the chronic toxicity of pollutants to Mysidopsis bahia. Developments in Hydrobiology 10, 179–187. Géret F., Jouan A., Turpin V., João M. & Cosson R.P. (2002) Influence of metal exposure on metallothionein synthesis and lipid peroxidation in two bivalve mollusks: the oyster (Crassostrea gigas) and the mussel (Mytilus edulis). Aquatic Living Resources 15, 61–66.urness RW, CJ Camphuysen. 1997. Seabirds as monitors of the marine environment. ICES Journal of Marine Science 54: 726-737.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

171


Gharaei A, Esmaili-Sari A, Jafari-shamoshaki V, Ghaffari M. 2008. Beluga (Huso huso) bioenergetics under dietary methylmercury. Fish Phyiol Biochem 34:473–482. Gharaei a, Esmaili-Sari a, Jafari-Shamoshaki V. & Ghaffari M. (2008) Beluga (Huso huso, Brandet 1869) bioenergetics under dietary methylmercury. Fish physiology and biochemistry 34, 473–82. Gharaei A., Ghaffari M., Keyvanshokooh S. & Akrami R. (2011) Changes in metabolic enzymes, cortisol and glucose concentrations of Beluga (Huso huso) exposed to dietary methylmercury. Fish physiology and biochemistry 37, 485–93. Gochfeld M. (1979) Tissue Distribution of Mercury in Normal and Abnormal Young Common Terns. Marine Pollution Bulletin 11, 362–377. Gochfeld M, Belant JL, Shukla T, Benson T, Burger J. Heavy metals in laughing gulls: gender, age and tissue differences. Environ Toxicol Chem. 1996;15:2275–2283. Goede a a & Wolterbeek H.T. (1994) Have high selenium concentrations in wading birds their origin in mercury? The Science of the total environment 144, 247–53. Gopalakrishnan S., Thilagam H. & Raja P.V. (2008) Comparison of heavy metal toxicity in life stages (spermiotoxicity, egg toxicity, embryotoxicity and larval toxicity) of Hydroides elegans. Chemosphere 71, 515–528. Gorski J. & Nugegoda D. (2006) Sublethal toxicity of trace metals to larvae of the blacklip abalone, Haliotis rubra. Environmental toxicology and chemistry / SETAC 25, 1360–7. Gray J.S. (2002) Biomagnification in marine systems: the perspective of an ecologist. Marine pollution bulletin 45, 46–52. Greenfield, BK, DG Slotton, KH Harrold. 2013. Predictors of mercury spatial patterns in San Francisco Bay forage fish. Environmental Toxicology and Chemistry 32(12): 2728-2737. Gunther A.J., Davis J. a., Hardin D.D., Gold J., Bell D., Crick J.R., et al. (1999) Long-term Bioaccumulation Monitoring with Transplanted Bivalves in the San Francisco Estuary. Marine Pollution Bulletin 38, 170–181. Haenen C.P.L., van der Tol-Bakker M. & Schobben J. (1993) BCF’s nader bekeken. Onderzoek naar methoden en variatie. Haglund K., Bjbrklund M., Gunnare S., Sandberg A., Olander U. & Pedersen M. (1996) New method for toxicity assessment in marine and brackish environments using the macroalga Gracilaria tenuistipitata (Gracilariales , Rhodophyta). Hydrobiologia 326/327, 317–325. Hammerschimdt CR, and WF Fitzgerald 2006. Bioaccumulation and Trophic Transfer of Methylmercury in Long Island Sound. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 51, 416–424. Haren R. van & Kooijman S.A.L.M. (1993) Application of a dynamic energy budget model to Mytilus edulis (L.). Neth. J. Sea Res. 31, 119–133. Heinz G. 1975. Effects of methylmercury on approach and avoidance behavior of mallard ducklings. Bull Environ Contam Toxicol 13:554–564 Heinz G.H., 1979. Methylmercury: reproductive and behavioral effects on three generations of mallard ducks. J. Wildl. Manage. 43(2):394-401.

172

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Heinz GH, Hoffman DJ (2003) Embryotoxic thresholds of mercury: estimates from individual mallard eggs. Arch Environ Contam Toxicol 44:257–264 Heinz, Gary H., David J. Hoffman, Jon D. Klimstra, Katherine R. Stebbins, Shannon L. Kondrad, Carol A. Erwin. 2009. Species Differences in the Sensitivity of Avian Embryos to Methylmercury. Arch Environ Contam Toxicol 56:129–138. Heinz GH, DJ Hoffman, JD Klimstra, KR Stebbins. 2010. Reproduction in mallards exposed to dietary concentrations of methylmercury. Ecotoxicology 19:977–982. Herring G, Ackerman JT, Eagles-Smith CA. Embryo malposition as a potential mechanism for mercuryinduced hatching failure in bird eggs. Environ Toxicol Chem 2010;29:1788–94. Honda, K., Tatsukawa, R., 1981. Ecology and bioaccumulation of Stenella coeruleoalba – heavy metal concentration in the muscle and liver tissue of Stenella coeruleoalba. In: Fujiyama, T. (Ed.), Studies on the Levels of Organochlorine Compounds and Heavy Metals in the Marine Organism. University of the Ryukyus, pp. 25–47. Honda, K., Tatsukawa, R., 1983. Distribution of cadmium and zinc in tissues and organs, and their agerelated changes in striped dolphins, Stenella coeruleoalba. Archive of Environmental Contamination and Toxicology 12, 543–550. Honda, K., J. E. Marcovecchio, S. Kan, R. Tatsukawa, and H. Ogi. 1990. Metal concentrations in pelagic seabirds from the north Pacific Ocean. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 19:704-711 Hutton M. (1981) Accumulation of heavy metals and selenium in three seabird species from the United Kingdom. Environmental Pollution (Series A) 26, 129–145. Hwang G.C., Song K.C., Wi C.H., Park J.H. & Kim .J. (1993a) Heavy Metal Concentration of Sea Water and Shellfish in Kamak Bay. Bull. Natl. Fish. Res. Dev. Agency 48, 205–215. Hwang G.C., Song K.C., Wi C.H., Park J.H. & Kim S.J. (1993b) Heavy Metal Concentration of Sea Water and Shellfish in Charanman-Saryangdo and Mirukdo Area. Bull. Natl. Fish. Res. Dev. Agency 48, 217–225. Ikemoto et. al. 2004. Detoxification Mechanism of Heavy Metals in Marine Mammals and Seabirds: Interaction of Selenium with Mercury, Silver, Copper, Zinc, and Cadmium in Liver. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 47, 402–413. Itano, K., Kawai, S., 1981. Mercury and selenium levels in the striped dolphins in the PaciWc coast of Japan. In: Fujiyama, T. (Ed.), Studies on the Levels of Organochlorine Compounds and Heavy Metals in the Marine Organism. University of the Ryukyus, pp. 73–84. Jarman WM, KA Hobson, WJ Sydeman, CE Bacon, EB McLaren. 1996. Influence of Trophic Position and Feeding location on Contaminant Levels in the Gulf of the Farallones Food Web Revealed by Stable Isotope Analysis. Environ. Sci. Technol. 30: 654-660. Jensen P.K. & Baatrup E. (1988) Histochemical Demonstration of Mercury in the Intestine, Nephridia and Epidermis of the Marine Polychaete Nereis virens Exposed to Inorganic mercury. Marine Biology 97, 533– 540. Jones HJ, KM Swadling, SR Tracey, CK Macleod. 2013. Long term trends of Hg uptake in resident fish from a polluted estuary. Marine Pollution Bulletin.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

173


Joiris C.R., Holsbeek L., Bolba D., Gascard C., Stanev T., Komakhidze A., et al. (2001) Total and Organic Mercury in the Black Sea Harbour Porpoise Phocoena phocoena relicta. Marine Pollution Bulletin 42, 905– 911. Joiris C.R., Holsbeek L., Bouquegneau J.M. & Bossicart M. (1991) Mercury contamination of the harbour porpoise Phocoena phocoena and other cetaceans from the North Sea and the Kattegat. Water, Air and Soil Pollution 56, 283–293. Juchelka C.M. & Snell T.W. (1995) Rapid Toxicity Assessment Using Ingestion Rate of Cladocerans and Ciliates. Archives of Environmental Contamination and Toxicology 28, 508–512. Kennedy A.J., Guilherme R. Lotufo, Jeffery A. Steevens, and Todd S. (2010). Bridges. Determining Steadystate Tissue Residues for Invertebrates in Contaminated Sediment ERDC/EL TR-10-2 Kenow KP1, Meyer MW, Rossmann R, Gendron-Fitzpatrick A, Gray BR. 2011. Effects of injected methylmercury on the hatching of common loon (Gavia immer) eggs. Ecotoxicology 20(7):1684-93. King D.G. & Davies I.M. (1987) Laboratory and Field Studies of the Accumulation of Inorganic Mercury by the Mussel Mytilus edulis (L.). Marine pollution bulletin 18, 40–45. Koeller P, and TR Wallace. 1977. The growth of young salmonids (Onchorhynchus keta): controlled ecosystem pollution experiment. Bulletin of Marine Science, 27(1): 114-118. Kooijman S.A.L.M. (1987) A safety factor for LC50 values allowing for differences in sensitivity among species. Water Research 21, 269–276. Kotterman M. & van den Heuvel M. (2010) Kwik en chroom in het milieu, verschijningsvormen, gedrag en toxiciteit. Wageningen. Kraus M.L. & Weis J.S. (1988) Differences in the Effects of Mercury on Telson Regeneration in Two Populations of the Grass Shrimp Palaemonetes pugio. Archives of Environmental Contamination and Toxicology 17, 115–120. Kraus M.L., Weis J.S. & Weis P. (1988) Effects of Mercury on Larval and Adult Grass Shrimp (Palaemonetes pugio). Archives of Environmental Contamination and Toxicology 17, 355–363. Kristensen E. (1984) Life cycle, growth and production in estuarine populations of the polychaetes Nereis virens and N. diversicolor. Holarctic Ecology 7, 249–256. Krupesha Sharma S.R., Asokan P.K. & Sahoo A.K. (2006) Note Effect of sub-lethal level of copper and mercury on digestive gland cells and lysosomal enzyme activity in the green mussel (Perna viridis L.). Journal of the Marine Biological Association of India 48, 245–248. Laane R.W.P.M., Vethaak a. D., Gandrass J., Vorkamp K., Köhler a., Larsen M.M., et al. (2013) Chemical contaminants in the Wadden Sea: Sources, transport, fate and effects. Journal of Sea Research 82, 10–53. Lahaye, V., Bustamante, P., Dabin, W., Churlaud, C., Caurant, F. 2007. Trace element concentrations in foetus-mother pairs of short-beaked common dolphins (Delphinus delphis) stranded along the French coasts. Environment International. Elsevier, Vol. 33, 1021-1028. Lahaye, V., Bustamante, P., Law, R.J., Learmonth, J.A., Santos, M.B., Boon, J.P., Rogan, E., Dabin, W., Addink, M.J., López, A., Zuur, A.F., Pierce, G.J., Caurant, F. :Biological and ecological factors related to trace

174

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


element levels in harbour porpoises (Phocoena phocoena) from European waters. Marine Environment Research, 64, 247-266. Lake C.A., Lake J.L., Haebler R., McKinney R., Bootham W.S. & Sadove S.S. (1995) Contaminant levels in harbor seals from the Northeastern United States. Archives of Environmental Contamination and Toxicology 29, 128–134. Larsen L.F. & Bjerregaard P. (1995) The Effect of Selenium on the Handling of Mercury in the Shore Crab Carcinus maenas. Marine pollution bulletin 31, 78–83. Latif MA, RA Bodaly, TA Johnston, RJP Fudge. 2001. Effects of environmental and maternally derived methylmercury on the embryonic and larval stages of walleye (Stizostedion vitreum). Environmental Pollution 111: 139 -148. Law, R.J., Jones, B.R., Baker, J.R., Kennedy, S., Milne, R., Morris, R.J., 1992. Trace metals in the livers of marine mammals from the Welsh coast and the Irish Sea. Marine Pollution Bulletin 24, 296–304. Law R. (1996) Metals in marine mammals. In: Environmental Contaminants in Wildlife. Interpreting Tissue Concentrations. (Eds W.N. Beyer, G.H. Heinz & A.W. Redmon-Norwood),. Lewis Publishers, Boca Raton, Florida. pp. 357–376. Leah R.T., Evans S.J. & Johnson M.S. (1992) Mercury in flounder (Platichthys flesus L.) from estuaries and coastal waters of the north-east Irish Sea. Environmental pollution (Barking, Essex : 1987) 75, 317–322. Lee J.-W., De Riu N., Lee S., Bai S.C., Moniello G. & Hung S.S.O. (2011) Effects of dietary methylmercury on growth performance and tissue burden in juvenile green (Acipenser medirostris) and white sturgeon (A. transmontanus). Aquatic toxicology (Amsterdam, Netherlands) 105, 227–34. Lewis, SA and RW Furness. 1993. The role of eggs in mercury excretion in quail (Coturnix coturnix) and the implications of monitoring mercury pollution by analysis of feathers. Ecotoxicology 2:55-64. Lock, J. W., D. R. Thompson, R. W. Furness, and J. A. Bartle. 1992. Metal concentrations in seabirds of the New Zealand region. Environ. Pollut. 75:289-300. Lombardo A., Roncaglioni A., Boriani E., Milan C. & Benfenati E. (2010) Assessment and validation of the CAESAR predictive model for bioconcentration factor (BCF) in fish. Chemistry Central journal 4, 1–11. Maindonald, J.H. and W. J. Braun. 2014. DAAG: Data Analysis And Graphics data and functions. R package version 1.20. http://CRAN.R-project.org/package=DAAG Martin M., Osborn K.E., Billig P. & Glickstein N. (1981) Toxicities of Ten Metals to Crassostrea gigas and Mytilus edulis Embryos and Cancer magister Larvae. Marine Pollution Bulletin 12, 305–308. Mason R.P., Reinfelder J.R. & Morel F.M.M. (1995) Bioaccumulation of mercury and methylmercury. Water, Air and Soil Pollution 80, 915–921. Mason RP, Lawson NM, Lawrence AL, Leaner JJ, Lee JG, Shue G-R (1999) Mercuryin the Chesapeake Bay. Mar Chem 65:77–96. Matta, MB, J Linse, C Cairncross, L Francendese, RM Kocan. 2001. Reproductive and transgenerational effects of methylmercury or Aroclor 1268 on Fundulus heteroclitus. Environmental Toxicology and Chemistry, Vol. 20, No. 2, pp. 327–335.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

175


McKenney C.L. & Costlow J.D. (1982) The effects of mercury on developing larvae of Rhithropanopeus harrisii (Gould). Estuarine, Coastal and Shelf Science 14, 193–213. Micallef S. & Tyler P.. (1987a) Preliminary observations of the interactions of mercury and selenium in Mytilus edulis. Marine Pollution Bulletin 18, 180–185. Micallef S. & Tyler P.. (1987b) Preliminary observations of the interactions of mercury and selenium in Mytilus edulis. Marine Pollution Bulletin 18, 180–185. Miron G., Brock V. & Kristensen E. (1994) Effects of mercury on the ventilation behaviour of the polychaete Nereis virens (Sars). Journal of Experimental Marine Biology and Ecology 184, 67–81. Moore M.N. & Stebbing A.R.D. (1976) The quantitative cytochemical effects of three metal ions on a lysosomal hydrolase of a hydroid. Journal of the Marine Biological Association of the United Kingdom 56, 995–1005. Moulder S.M. (1980) Combined effect of the chlorides of mercury and copper in sea water on the euryhaline amphipod Gammarus duebeni. Marine Biology 59, 193–200. Muhaya B.B.M., Leermakers M. & Baeyens W. (1997) Total mercury and methylmercury in sediments and in the polychaete Nereis diversicolor at Groot Buitenschoor (Scheldt estuary, Belgium). Water, Air and Soil Pollution 94, 109–123. Muirhead, S. J., and R. W. Furness. 1988. Heavy metal concentrations in the tissues of seabirds from Gough Island, south Atlantic Ocean. Mar. Pollut. Bull. 19:278-283. Newman MC and R.H. Dagoe. 1996. Bioaccumulation models with time lags: Dynamics and stability criteria. Ecological Modelling 84 (1996) 281-286 Nyman M., Koistinen J., Fant M.L., Vartiainen T. & Helle E. (2002) Current levels of DDT, PCB and trace elements in the Baltic ringed seals (Phoca hispida baltica) and grey seals (Halichoerus grypus). Environmental pollution (Barking, Essex : 1987) 119, 399–412. OEHHA. 2011. A Guide to Eating San Francisco Bay Fish and Shellfish based on Mercury or PCBs. November. Available online: http://oehha.ca.gov/fish/nor_cal/2011SFbay.html Nuutinen S. & Kukkonen J.V.K. (1998) The effect of selenium and organic material in lake sediments on the bioaccumulation of methylmercury by Lumbriculus variegatus (Oligochaeta). Biogeochemistry 40, 267–278. Ojaveer E., Annist J., Jankowski H., Palm T. & Raid T. (1980) On effect of copper, cadmium and zinc on the embryonic development of Baltic spring spawning herring. Finnish Marine Research 247, 135–140. Okamoto O.K., Shao L., Hastings J.W. & Colepicolo P. (1999) Acute and chronic effects of toxic metals on viability, encystment and bioluminescence in the dinoflagellate Gonyaulax polyedra. Comparative biochemistry and physiology. Part C, Pharmacology, toxicology & endocrinology 123, 75–83. Perttilä M., Tervo V. & Parmanne R. (1982) Age dependence of the concentrations of harmful substances in Baltic herring (Clupea harengus). Chemosphere 11, 1019–1026. Phillips D.J.H. (1995) The chemistries and environmental fates of trace metals and organochlorines in aquatic ecosystems. Marine Pollution Bulletin 31, 193–200.

176

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Pompe-Gotal J, E. Srebocan, H. Gomercic, A Prevendar Crnic. 2009. Mercury concentrations in the tissues of bottlenose dolphins (Tursiops truncatus) and striped dolphins (Stenella coeruloalba) stranded on the Croatian Adriatic coast. Veterinarni Medicina 54(12): 598-604. R Core Team. 2014. R: A Language and Environment for Statistical Computing. R Foundation for Statistical Computing, Vienna, Austria. http://www.R-project.org. Rault P., Fortier M., Pédelucq J., Lacaze E., Brousseau P., Auffret M., et al. (2013) Immunotoxicity of heavy metals (silver, cadmium, mercury and lead) on marine bivalve Mytilus edulis: in vitro exposure of hemocytes. Journal of Xenobiotics 3, 1–3. Ray G.L. & Tripp M.R. (1976) The Uptake of Mercury from Water by the Grass Shrimp , Palaemonetes vulgaris (Say). Journal of Environmental Quality 5, 193–197. Reed C. Harris and R. A. (Drew) Bodaly. 1998. Temperature, Growth and Dietary Effects on Fish Mercury Dynamics in Two Ontario Lakes. Biogeochemistry, Vol. 40, No. 2/3, Fourth International Conference. Mercury asGlobal Pollutant (Mar., 1998), pp. 175-187. Regoli F., Nigro M. & Orlando E. (1998) Lysosomal and antioxidant responses to metals in the Antarctic scallop Adamussium colbecki. Aquatic Toxicology 40, 375–392. Ribeiro, C. A. O., M. Nathalie, P. Gonzalez, D. Yannick, B. Jean-Paul, A. Boudou and J. C. Massabuau (2008): Effects of dietary methylmercury on zebrafish skeletal muscle fibres. Environ. Toxicol. Pharmacol., 25(3), 304–309. Rice H. V., Leighty D.A. & McLeod G.C. (1973) The Effects of Some Trace Metals on Marine Phytoplankton. Critical Reviews in Microbiology 3, 27–49. Riisgård H.U. & Famme P.B. (1988) Distribution and mobility of organic and inorganic mercury in flounder, platichthys flesus , from a chronically polluted area. Toxicological & Environmental Chemistry 16, 219–228. Riisgård H.U., Kiorboe T., Mohlenberg F., Drabaek I. & Pheiffer Madsen P. (1985) Accumulation, elimination and chemical speciation of mercury in the bivalves Mytilus edulis and Macoma baithica. Marine Biology 86, 55–62. Roesijadi G. (1982) Uptake and incorporation of mercury into mercury-binding proteins of gills of Mytilus edulis as a function of time. Marine Biology 66, 151–157. Ronald K, and SV Tessaro. 1977. Methylmercury poisoning in the harp seal (Pagophilus groenlandicus). Science of the Total Environment 8:1-11. Ronald K., Tessaro S. V, Uthe J.F., Freeman H.C. & Frank R. (1977) Methylmercury poisoning in the harp seal (Pagophilus groenlandicus). The Science of the total environment 8, 1–11. Rouleau C., Pelletier É. & Tjälve H. (1993) The uptake and distribution of 203HGCl2 and CH3203HgCl in the starfish Asterias rubens after 24-h exposure studied by impulse counting and whole body autoradiography. Aquatic Toxicology 26, 103–116. Rubinstein N.I., Lores E. & Gregory N.R. (1983) Accumulation of PCBs, mercury and cadmium by Nereis virens, Mercenaria mercenaria and Palaemonetes pugio from contaminated harbor sediment. Aquatic Toxicology 3, 249–260.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

177


Ruhl CA and DH Shoelhamer 1998 Time Series of Suspended-Solids Concentration, Salinity, Temperature, and Total Mercury Concentration in San Francisco Bay During Water Year 1998. Prepared for publication as a chapter in the 1998 RMP Annual Report. U.S. Geological Survey. Sacramento, CA. 16 pp. Sandheinrich M.B., Bhavsar S.P., Bodaly R. a, Drevnick P.E. & Paul E. a (2011) Ecological risk of methylmercury to piscivorous fish of the Great Lakes region. Ecotoxicology (London, England) 20, 1577–87. Sandheinrich MB, Wiener JG (2011) Methylmercury in freshwater fish: recent advances in assessing toxicity of environmentally relevant exposures. In: Beyer WN, Meador JP (eds) Environmental contaminants in biota: interpreting tissue concentrations, 2nd edn. CRC Press, Boca Raton, pp 169–190. San Francisco Estuary Institute (SFEI). 2010. RMP Sampling Design Report. Scheuhammer et al. 1998 Scheuhammer AM, Meyer MW, Sandheinrich MB, Murray MW (2007) Effects of environmental methylmercury on the health of wild birds, mammals, and fish. AMBIO: J Human Environ 36:12–19 Schoellhammer DH, TE Mumley, JE Leatherbarrow. 2007. Suspended sediment and sediment-associated contaminants in San Francisco Bay. Environmental Research 105: 119–131. Schulte E.H. (1975) Influence of Algal Concentration and Temperature on the Filtration Rate of Mytilus edulis. Marine Biology 30, 331–341. Schwarzbach et al. 2000 Schwarzbach SE, Albertson JD, Thomas CM. 2006. Effects of predation, flooding, and contamination on reproductive success of California Clapper Rails (Rallus longirostris obsoletus) in San Francisco Bay. Auk 123:45–60. SFEI 2013. 2013 Pulse of the Estuary Report. Sloof, W., 1992. Ecotoxicological effect assessment: deriving maximum tolerable concentrations (MTC) from single species toxicity data. RIVM Guidance document. Rapportnummer 719102018. Smaal A., Vonck A. & Bakker M. (1997) Seasonal Variation in Physiological Energetics of Mytilus Edulis and Cerastoderma Edule of Different Size Classes. Journal of the Marine Biological Association of the UK 77, 817–838. Southworth, G.R., Turner, R.R., Peterson, M.J. and Bogle, M.A., 1995. Form of mercury in stream fish exposed to high concentrations of dissolved inorganic mercury. Chemosphere, 30(4): 779-787. Spalding MG, Frederick PC, McGill HC, Bouton SN, Richey LJ, Schumacher M, Blackmore CG, Harrison J (2000) Histologic, neurologic, and immunologic effects of methylmercury in captive great egrets. J Wildl Dis 36:423–435 Staveland G. & Julshamn K. (1993) Levels of Environmental Pollutants in Flounder (Platichthysflesus L.) and Cod (Gadus morhua L.) caught in the Waterway of Glomma, Norway. Archives of Environmental Contamination and Toxicology 24, 187–193. Van Straalen N.M. (1990) New methodologies for estmating the ecological risk of chemicals in the environment.No Title. In: 6th nternatonal IAEG Congress. pp. 165–173.

178

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Van Straalen N.M. & Denneman C.A.J. (1989) Ecotoxicological evaluation of soil quality criteria. Ecotoxicology and Environmental Safety 18, 241–251. Van Straalen N.M. & Verkleij J.A.C. (1991) Leerboek oecotoxicologie. VU Uitgeverij, Amsterdam. Strand J., Larsen M.M. & Lockyer C. (2005) Accumulation of organotin compounds and mercury in harbour porpoises (Phocoena phocoena) from the Danish waters and West Greenland. The Science of the total environment 350, 59–71. Strömgren T. (1980) The effect of lead, cadmium, and mercury on the increase in length of five intertidal fucales. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology 43, 107–119. Stronkhorst J. (1992) Trends in Pollutants in Blue Mussel Mytilus edulis and Flounder Platichthys flesus from two Dutch estuaries. Marine pollution bulletin 24, 250–258. Sundlof, S.F., Spalding, M.G., Wentworth, J.D. and Steible, C.K. 1994. Mercury in livers of wading birds (Ciconiiformes) in southern Florida. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 27, 299-305. Teather K, Parrott J (2006) Assessing the chemical sensitivity of freshwater fish commonly used in toxicological studies. Water Qual Res J Can 41:100–105. Tejning S. 1967. Biological effects of methyl mercury dicyandiamide-treated grain in the domestic fowl Gallus gallus L. Oikos (Suppl 8), 116 pp. Thain JE. 1984. Effects of Mercury on the Prosobranch Mollusc Crepidula fornicata: Acute Lethal Toxicity and Effects on Growth and Reproduction of Chronic Exposure. Marine Environmental Research 12: 285-309. Thompson DR (1996) Mercury in birds and terrestrial animals. In: Beyer WN, Heinz GH, Redmon-Norwood AW (eds) Environmental contaminants in wildlife: interpreting tissue concentrations. Lewis Publisher, Clemson, SC, pp 341–355.

Thompson D.R., Becker P.H. & Furness R.W. (1993) Long-term changes in mercury in concentrations herring gulls Larus argentatus and common terns Sterna hirundo from the German North Sea coast. Journal of Applied Ecology 30, 316–320. Thompson R.S. & Burrows E.M. (1984) The toxicity of copper, zinc, and mercury to the brown macroalga Laminaria saccharina. In: Proceedings of the International Symposium on Ecotoxicological Testing for the Marine Environment, Volume 2. (Eds G. Persoone, E. Jaspers & C. Claus), pp. 559–269. IZWO/State University Gent, Ghent, België. Tremblay, G., Legendre, P., Doyon, J.F., Verdon, R., Schetagne, R., 1998. The use of polynominal regression analysis with indicator variables for interpretation of mercury in fish data. Biogeochemistry 40, 189–201. Tran D., Moody a J., Fisher A.S., Foulkes M.E. & Jha A.N. (2007) Protective effects of selenium on mercuryinduced DNA damage in mussel haemocytes. Aquatic toxicology (Amsterdam, Netherlands) 84, 11–8. Trielli F., Amaroli A., Sifredi F., Marchi B., Falugi C. & Corrado M.U.D. (2007) Effects of xenobiotic compounds on the cell activities of Euplotes crassus, a single-cell eukaryotic test organism for the study of the pollution of marine sediments. Aquatic toxicology (Amsterdam, Netherlands) 83, 272–83.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

179


Tripp P.A. & M.R. (1973) Accumulation and depuration of mercury in the American oyster Crassostrea virginica. Marine Biology 20, 14–19. Ullrich S.M., Tanton T.W. & Abdrashitova S. a. (2001) Mercury in the Aquatic Environment: A Review of Factors Affecting Methylation. Critical Reviews in Environmental Science and Technology 31, 241–293. Ungherese G. & Ugolini A. (2009) Sandhopper solar orientation as a behavioural biomarker of trace metals contamination. Environmental pollution (Barking, Essex : 1987) 157, 1360–4. USEPA 2001 U.S. Environmental Protection Agency. 2001. Water Quality Criterion for the Protection of Human Health: Methylmercury, EPA-823-R-01-001. Washington, D.C.: Office of Water, pp. xiv, 5-56–5-59, 71–7-2. USFWS 2003 U.S. Fish and Wildlife Service. 2003. Evaluation of the Clean Water Act Section 304(a) Human Health Criterion for Methylmercury: Protectiveness for Threatened and Endangered Wildlife in California. Sacramento, Calif: USFWS, Sacramento Fish and Wildlife Office, Environmental Contaminants Division, pp. 2, 3, 7, 8, 25-28, 64–66. USFWS (2003) Evaluation of the Clean Water Act Section 304(a) Human Health Criterion for Methylmercury: Protectiveness for Threatened and Endangered Wildlife in California. Sacramento, Calif. US Fish and Wildlife Service. 2014. Recovery Plan for Tidal Marsh Ecosystems of Northern and Central California. Region 8. Sacramento, California. August. 605 pp. Vieira L.R., Gravato C., Soares a M.V.M., Morgado F. & Guilhermino L. (2009) Acute effects of copper and mercury on the estuarine fish Pomatoschistus microps: linking biomarkers to behaviour. Chemosphere 76, 1416–1427. Vranken G., Vanderhaeghen R. & Heip C. (1991) Effects of pollutants on life-history parameters of the marine nematode Monhystera disjuncta. ICES Journal of Marine Science 48, 325–334. Wagemann R. & Muir D.C.G. (1984) Concentrations of heavy metals and organochlorines in marine mammals of northern waters: overview and evaluation. Canadian Technical Report of Fisheries and Aquatic Sciences, 97.Wagemann, R., E. Trebacz, G. Boila, WL Lockhart. 1998. Methylmercury and total mercury in tissues of arctic marine mammals The Science of the Total Environment 218: 19-31. Wang Q., Liu B., Yang H., Wang X. & Lin Z. (2009) Toxicity of lead, cadmium and mercury on embryogenesis, survival, growth and metamorphosis of Meretrix meretrix larvae. Ecotoxicology (London, England) 18, 829–37. Wang W.-X., Stupakoff I., Gagnon C. & Fisher N.S. (1998) Bioavailability of Inorganic and Methylmercury to a Marine Deposit-Feeding Polychaete. Environmental Science & Technology 32, 2564–2571. Wang W.-X., Wong R.S.K., Wang J. & Yen Y. (2004) Influences of different selenium species on the uptake and assimilation of Hg(II) and methylmercury by diatoms and green mussels. Aquatic toxicology (Amsterdam, Netherlands) 68, 39–50. Webber H.M. & Haines T. a (2003) Mercury effects on predator avoidance behavior of a forage fish, golden shiner (Notemigonus crysoleucas). Environmental toxicology and chemistry / SETAC 22, 1556–61. Weis S. (1977) Reference : Biol. Bull., 152 : 263â€”274. (April, 1977). 263–274.

180

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Wilson W.B. & Freeburg L.R. (1980) Toxicity of Metals to Marine Phytoplankton Cultures, EPA-600/3- edn. Texas A&M University at Galveston, U.S.EPA, Narragansett.Weis. J.S. 1977. Limb regeneration in fiddler crabs: Species differences and effect of methylmercury. Biol. Bull. 152, 263. Weis et al. 1981. P. Weis, M. Heber, and S. Vaidya: Methylmercury tolerance of killifish (Fundulus heteroclitus) embryos from a polluted vs non-polluted environment. Mar. Biol. 65(3), 283. Wiener, J. G. and Spry, D. J., Toxicological significance of mercury in freshwater fish, in Environmental Contaminants in Wildlife: Interpreting Tissue Concentrations, Beyer, W. N., Heinz, G. H., and RedmonNorwood, A. W., Eds., Lewis Publishers, Boca Raton, FL, 1996, 297-339. Wiener, J., D. Krabbenhoft, G. Heinz, and A. Scheuhammer. 2003. “Ecotoxicology of Mercury,” in Handbook of Ecotoxicology, 2nd ed., ed. D. Hoffman, B. Rattner, G. Burton, Jr., and J. Cairns, Jr. Boca Raton, Fl.: CRC Press, pp. 409–463.) Wiener J.G. & Spry D.J. (1996) Toxicological significance of mercury in freshwater fish. In: Environmental Contaminants in Wildlife: Interpreting Tissue Concentrations. (Eds W.N. Beyer, G.H. Heinz & A.W. Redmon- Norwood), pp. 297–339. Lewis Publishers, Boca Raton, Florida. Wolfe M, Schwarzbach FS, Sulaiman RA (1998) Effects of mercury on wildlife: a comprehensive review. Environ Toxicol Chem 17:146–160. Yang, J., Kunito, T., Anan, Y., Tanabe, S., Miyasaki, N., 2004. Total and subcellular distribution of trace elements in the liver of a mother-fetus pair of Dall’s porpoises (Phocenoides dalli). Marine Pollution Bulletin 48, 1122– 1129. Zatta P., Gobbo S., Rocco P., Perazzolo M. & Favarato M. (1992) Evaluation of heavy metal pollution in the Venetian lagoon by using Mytilus galloprovincialis as biological indicator. The Science of the total environment 119, 29–41. Zhou T., Weis P. & Weis J.S. (1998) Mercury burden in two populations of Fundulus heteroclitus after sublethal methylmercury exposure. Aquatic Toxicology 42, 37–47.

Literatuur, gebruikt bij de effectbeoordeling ARCADIS en Buro Bakker (2012). Passende Beoordeling ‘Eemshaven RWE-centrale en havenuitbreiding’ . ARCADIS-rapport 075859850:B. Boele, A., Van Bruggen, J., Van Dijk, A.J., Hustings, F., Vergeer, J.W., Ballering, l. & Plate, C.l. (2013); Broedvogels in Nederland in 2011. Sovon-rapport 2013/01. Sovon Vogelonderzoek Nederland, Nijmegen Bureau Waardenburg/Vogelbescherming Nederland. (2008). Beschermingsplan Duin- en Kustvogels Basisrapport deel B. soortteksten. projectnummer 05-641 Dijkema, K.S., Van Duin, W.E., Dijkman, E.M., Nicolai, A., Jongerius, H., Keegstra, H., Venema, H.J. & Jongsma, J.J. (2011); Friese en Groninger Kwelderwerken: Monitoring en beheer 1960-2010 Engelmoer M. & Blomert A-M., (1983). Broedbiologie van de kluut langs de Friese waddenkust, seizoen 1983. RIJP-rapport 1985-39abw. Rijksdienst voor de IJsselmeerpolders, Lelystad.

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

181


Ens, B.J., Van Winden, E.A.J., Van Turnhout, C.A.M., Van Roomen, M.W.J., Smit, C.J. & Jansen, J.M. (2009); Aantalsontwikkeling van wadvogels in de Nederlandse Waddenzee in 1990-2008. Verschillen tussen oost en west. Limosa 82: 100-112 Ens, B.J., Aarts, B., Hallmann, C., Ooster beek, K., Sierdsema, H., Slaterus, R., Troost, G., Van Turnhout, C., Nienhuis, J. & Van Winden, E. (2013); Scholeksters in de knel: onderzoek naar de oorzaken van de dramatische achteruitgang van de Scholekster in Nederland. SOVON-onderzoeksrapport 2011/13. SOVON Vogelonderzoek Nederland, Nijmegen Hornman M., Hustings F., Koffijberg K., Klaassen O., Kleefstra R., van Winden E., Sovon Ganzen- en Zwanenwerkgroep & Soldaat L. (2013). Watervogels in Nederland in 2011/2012. Sovon rapport 2013/66, RWS-rapport BM 13.27. Sovon Vogelonderzoek Nederland, Nijmegen. Jongbloed, R.H., J.E. Tamis & Koolstra, B.J.H. (2011). Nadere effectenanalyse Natura 2000-gebieden Waddenzee en Noordzeekustzone Deelrapport cumulatie. In opdracht van Rijkswaterstaat Waterdienst/Noord- Nederland/Noordzee en Ministerie van EL&I DRZ Noord. Imares-rapport C174/11 ARCADIS Rapport 075486183: H. Publicatiedatum 30 december 2011. Kleefstra, R. van Roomen, M., van Winder, E., & D. Tanger. (2014). Limosa 87:20-32. Kleunen A., P. van, de Boer, K. Koffijberg, K. Oosterbeek, J. Nienhuis, M.L. de Jong, C.J. Smit & M. van Roomen (2012). Broedsucces van kustbroedvogels in de Waddenzee in 2009 en 2010. WOt-werkdocument 346. Wettelijke Onderzoekstaken Natuur & Milieu, Wageningen. Koolstra, B.J.H., Jongbloed, R.H., Tamis, J.E. & Bakkers, I. (2011). Nadere effectenanalyse Natura 2000gebieden Waddenzee en Noordzeekustzone, Deelrapport externe werking. In opdracht van Rijkswaterstaat Waterdienst/Noord- Nederland/Noordzee en Ministerie van EL&I DRZ Noord. Arcadis-rapport 075397777.I.2 Definitief 30 december 2011. Lucke K & H. Lindeboom. 2011. Overzicht van verzamelde onderzoeksdata aan zeezoogdieren in de EemsDollard sinds 2007. Rapport C108-11. Oosterbeek K., de Jong M., Ens B. & Smit C. (2010). Broedsucces van kustbroedvogels in de Waddenzee in 2007 en 2008. SOVON-monitoringrapport 2010/04, IMARES-rapport C169/10. SOVON Vogelonderzoek Nederland, Nijmegen, IMARES, Texel. WOt-werkdocument 227. WOT Natuur & Milieu, Wageningen. Penninkhof, EJ. (2013); Wat eet de Slechtvalk op het wad? SOVON nieuws 2013-2 Rehfisch, M.M., Austin, G.E., Freeman, S.N., Armitage, M.J.S. & Burton, N.H.K. (2004) The possible impact of climate change on the future distributions and numbers of waders on Britain'snonestuarine coast. Ibis, 146, 70-81. In: Smit, C.J. Brinkman, A.G., Ens, B.J. & R. Riegman. (2011). Voedselkeuzes en draagkracht: de mogelijke consequenties van veranderingen in de draagkracht van Nederlandse kustwateren op het voedsel van schelpdieretende wad- en watervogels. In opdracht van het ministerie van EL&I. Imares. Rapport C555/11. Reijnders Peter J.H., Sophie M.J.M. Brasseur, Thomas Borchardt, Kees Camphuysen, Richard Czeck, Anita Gilles, Lasse Fast Jensen, Mardik Leopold, Klaus Lucke, Sven Ramdohr, Meike Scheidat, Ursula Siebert and Jonas Teilmann, 2009. Marine Mammals. Thematic Report No. 20. In: Marencic, H. & Vlas, J. de (Eds), 2009. Quality Status Report 2009. Wadden Sea Ecosystem No. 25. Common Wadden Sea Secretariat, Trilateral Monitoring and Assessment Group, Wilhelmshaven, Germany.

182

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Rijkswaterstaat (2011). Natura 2000-doelen in de Waddenzee, Van instandhoudingsdoelen naar opgaven voor natuurbescherming. Eindconcept 2 november 2011, actualisatie januari 2014, versie 10a. Rijkswaterstaat (2013). Natura 2000-beheerplan Waddenzee. Concept 18 december 2013 met actualisaties tot 02-04-2014, versie 6.0 Schotman, A.G.M., (2012). Ecologie van de toekomstige kust, Bouwstenen voor de nationale visie kust. Wageningen, Alterra, Alterrarapport 2353. Smit, C.J. Brinkman, A.G., Ens, B.J. & R. Riegman. (2011). Voedselkeuzes en draagkracht: de mogelijke consequenties van veranderingen in de draagkracht van Nederlandse kustwateren op het voedsel van schelpdieretende wad- en watervogels. In opdracht van het ministerie van EL&I. Imares. Rapport C555/11. SOVON Vogelondezoek & RIKZ. (2002). Analyse van overlevings- en broedbiologische gegevens van Bontbek- en Strandplevier in de Delta. Auteurs: Frank Majoor, Gervan van Houwelingen, Frank Willems & Ruud Foppen. SOVON-onderzoeksrapport: 2002/15. Turnhout C. van & van Roomen M. (2005). Effecten van strandsuppleties langs de Nederlandse kust op Drieteenstrandloper en kustbroedvogels. SOVON-onderzoeksrapport 2005/05. SOVON Vogelonderzoek Nederland, Beek-Ubbergen. Vogelbescherming. (2013). Weidevogelbalans 2013. Gegevensbewerking door SOVON Vogelonderzoek Nederland en Landschapsbeheer Nederland. Willems F., van Turnhout C., Loos W.-B. & Zoetebier D. (2006). Belang van het Nederlandse duinen kustgebied voor broedvogels. SOVON-onderzoeksrapport 2006/07. SOVON Vogelonderzoek Nederland, Beek-Ubbergen.

En de websites: www.waddenzeevismonitor.nl http://www.synbiosys.alterra.nl/natura2000/documenten%5Ctranches_groepen%5Cgroep_1%5CA%20Prod ucten%20LNV%20onderbouwing%20besluiten%5CNatura%202000%20profielen%5C4.%20Profielen%20vog els.pdf http://www.synbiosys.alterra.nl/natura2000/gebiedendatabase.aspx?subj=profielen (http://www.vogelbescherming.nl/vogels_kijken/vogelgids/zoekresultaat) Netwerk Ecologische Monitoring (SOVON, CBS) via www.sovon.nl, geraadpleegd september 2014 (https://www.sovon.nl/nl/content/vogelsoorten). http://www.ecomare.nl/ecomare-encyclopedie/organismen/dieren/vogels/aalscholvers/aalscholver Vollständige Gebietsdaten aller FFH-Gebiete (Stand August 2011) op www.nlwkn.de Vollständige Gebietsdaten aller EU-Vogelschutzgebiete (Stand: August 2011) op www.nlwkn.de

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

183


http://www.ecomare.nl/ecomare-encyclopedie/organismen/dieren/vogels/aalscholvers/aalscholver www.waddenvereniging.nl/reddeeems

184

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Bijlage 2

Instandhoudingsdoelen relevante Natura 2000gebieden

Instandhoudingsdoelen Nederlandse Natura 2000 -gebieden Legenda bij de tabellen: Staat van Instandh. (SvI): +

gunstig

-

matig gunstig

--

zeer ongunstig

Doelstelling: =

behoud

>

uitbreiding / verbetering

<

vermindering is toegestaan

= (<)

achteruitgang ten gunste van ander habitattype of soort toegestaan

Natura 2000-gebied Waddenzee In het Aanwijzingsbesluit van het Natura 2000-gebied Waddenzee worden de volgende voor H11010A, H1130, H1140A, H1310 en H1320 relevante instandhoudingsdoelen genoemd:

Tabel 23: Habitatrichtlijnsoorten Natura 2000-gebied Waddenzee

Habitatrichtlijnsoorten

Landelijke SvI

H1095 - Zeeprik

Doelstelling omvang leefgebied

Doelstelling kwaliteit leefgebied

Doelst. populatie

-

=

=

>

H1099 - Rivierprik

-

=

=

>

H1103 – Fint

--

=

=

>

H1364 - Grijze zeehond

-

=

=

=

H1365 - Gewone zeehond

+

=

=

>

Tabel 24. Vogelrichtlijnsoorten (broedvogels) Natura 2000-gebied Waddenzee Broedvogelsoorten

Soortnaam latijn

Landelijke SvI

A034 - Lepelaar

Platalea leucorodia

+

A063 – Eider

Somateria mollissima

--

A081 - Bruine Kiekendief

Circus aeruginosus

+

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

185


Broedvogelsoorten

Soortnaam latijn

Landelijke SvI

A082 - Blauwe Kiekendief

Circus cyaneus

--

A132 – Kluut

Recurvirostra avosetta

-

A137 - Bontbekplevier

Charadrius hiaticula

-

A138 - Strandplevier

Charadrius alexandrinus

--

A183 - Kleine Mantelmeeuw

Larus fuscus

+

A191 - Grote stern

Sterna sandvicensis

--

A193 – Visdief

Sterna hirundo

-

A194 - Noordse stern

Sterna paradisaea

+

A195 - Dwergstern

Sterna albifrons

--

A222 - Velduil

Asio flammeus

--

Tabel 25. Vogelrichtlijnsoorten (niet-broedvogels) Natura 2000-gebied Waddenzee Niet-broedvogelsoorten

186

Soortnaam latijn

Landelijke SvI

A005 – Fuut

Podiceps cristatus

-

A017 – Aalscholver

Phalacrocorax carbo sinensis

+

A034 - Lepelaar

Platalea leucorodia

+

A037 - Kleine Zwaan

Cygnus columbianus bewickii

-

A039b - Taigarietgans

Anser fabalis

+

A043 - Grauwe Gans

Anser anser

+

A045 - Brandgans

Branta leucopsis

+

A046 – Rotgans

Branta bernicla

-

A048 - Bergeend

Tadorna tadorna

+

A050 – Smient

Anas penelope

+

A051 - Krakeend

Anas strepera

+

A052 - Wintertaling

Anas recca

-

A053 - Wilde eend

Anas platyrhynchos

+

A054 - Pijlstaart

Anas acuta

-

A056 Slobeend

Anas clypeata

+

A062 – Toppereend

Aythya marila

--

A063 – Eider


--

A067 – Brilduiker

Bucephala clangula

+

A069 - Middelste Zaagbek

Mergus serrator

+

A070 - Grote Zaagbek

Mergus merganser

--

A103 - Slechtvalk

Falco peregrinus

+

A130 - Scholekster

Haematopus ostralegus

--

A132 - Kluut


-

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Niet-broedvogelsoorten

Soortnaam latijn

Landelijke SvI



+

A140 - Goudplevier

Pluvialis apricaria

--

A141 - Zilverplevier

Pluvialis squatarola

+

A142 - Kievit

Vanellus vanellus

-

A143 - Kanoet

Calidris canutus

-

A144 Drieteenstrandloper

Calidris alba

-

A147 Krombekstrandloper

Calidris ferruginea

+

A149 - Bonte strandloper

Calidris alpina

+

A156 - Grutto

Limosa limosa

--

A157 - Rosse grutto

Limosa lapponica

+

A160 - Wulp

Numenius arquata

+

A161 - Zwarte ruiter

Tringa erythropus

+

A162 - Tureluur

Tringa totanus

-

A164 - Groenpootruiter

Tringa nebularia

+

A169 - Steenloper

Arenaria interpres

--

A197 - Zwarte Stern

Chlidonias niger

--

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

187


Natura 2000-gebied Noordzeekustzone In het Aanwijzingsbesluit van het Natura 2000-gebied Noordzeekustzone worden de volgende voor H1110A en H1140A relevante instandhoudingsdoelen genoemd:

Tabel 26: Habitatrichtlijnsoorten Natura 2000-gebied Noordzeekustzone

Habitatrichtlijnsoorten

Landelijke SvI

Doelstelling omvang leefgebied

Doelstelling kwaliteit leefgebied

Doelst. populatie

H1095 - Zeeprik

-

=

=

>

H1099 - Rivierprik

-

=

=

>

H1103 - Fint

--

=

=

>

H1351 - Bruinvis

--

=

=

=

H1364 - Grijze zeehond

-

=

=

=


+

=

=

=

Tabel 27. Vogelrichtlijnsoorten (broedvogels) Natura 2000-gebied Noordzeekustzone Broedvogelsoorten A137 - Bontbekplevier A138 - Strandplevier

Soortennaam latijn

Landelijke SvI


-

Charadrius

--

alexandrinus A195 - Dwergstern

Sterna albifrons

--

Tabel 28: Vogelrichtlijnsoorten (niet-broedvogels) Natura 2000-gebied Noordzeekustzone Niet-broedvogelsoorten

188

Soortennaam latijn

Landelijke SvI

A001 - Roodkeelduiker

Gavia stellata

-

A002 – Parelduiker

Gavia arctica

?

A017 – Aalscholver

Phalacrocorax carbo sinensis

+

A048 – Bergeend

Tadorna tadorna

+

A062 – Toppereend

Aythya marila

--

A063 – Eider


--

A065 - Zwarte Zee-eend

Melanitta nigra

-

A130 – Scholekster


--

A132 – Kluut


-



+

A141 – Zilverplevier


+

A143 – Kanoet

Calidris canutus

-

A144 - Drieteenstrandloper

Calidris alba

-

A149 - Bonte strandloper

Calidris alpina

+

A157 - Rosse grutto

Limosa lapponica

+

A160 – Wulp

Numenius arquata

+

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


A169 – Steenloper

Arenaria interpres

--

A177 – Dwergmeeuw

Larus minutus

-

Instandhoudingsdoelen Duitse Habitatrichtlijnen -gebieden Legenda bij de tabellen: Staat van Instandh. (SvI): A

zeer goed

B

goed

C

gemiddeld tot slecht

Habitatrichtlijngebied Nationalpark Niedersächsisches Wattenmeer Het Natura 2000-gebied Niedersächsisches Wattenmeer is aangewezen voor de volgende voor H1110A en H1140A relevante instandhoudingsdoelen:

Tabel 29: Habitatrichtlijnsoorten Natura 2000-gebied Nationalpark Niedersächsisches Wattenmeer. Habitatrichtlijnsoorten

Landelijke SvI

H1095 - Zeeprik

?

H1351- Bruinvis

B


B

Natura 2000-gebied Unterems und Außenems Het Natura 2000-gebied Unterems und Außenems is aangewezen voor de volgende voor H1110A en H1140A relevante instandhoudingsdoelen:

Tabel 30: Habitatrichtlijnsoorten Natura 2000-gebied Unterems und Außenems. Habitatrichtlijnsoorten

Landelijke SvI

H1103 - Fint

C

H1099 - Rivierprik

C

H1095 - Zeeprik

C


C

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

189


Natura 2000-gebied Hund und Paapsand Het Natura 2000-gebied Hund und Paapsand is aangewezen voor de volgende voor H1110A en H1140A relevante instandhoudingsdoelen:

Tabel 31: Habitatrichtlijnsoorten Natura 2000-gebied Hund und Paapsand

Landelijke SvI

Habitatrichtlijnsoorten H1365 – Gewone zeehond

B

Instandhoudingsdoelen Duitse Vogelrichtlijngebieden Alleen de soorten zijn vermeld die in het desbetreffende gebied regelmatig foerageren op het open water en/of de droogvallende platen. Staat van Instandh. (SvI): A

zeer goed

B

goed

C

gemiddeld tot slecht

Vogelrichtlijngebied Niedersächsisches Wattenmeer und angren zendes Küstenmeer Vogelrichtlijnsoorten

Latijnse en Duitse naam

Aangeweze n als

Landelijke SvI

Rietzanger

Acrocephalus

Broedvogel

B

Broedvogel

B

Broedvogel

B

Niet-

B

schoenobaenus [Schilfrohrsänger] Kleine karekiet

Acrocephalus scirpaceus [Teichrohrsänger]

Veldleeuwerik

Alauda arvensis [Feldlerche]

Alk

Alca torda [Tordalk]

broedvogel Pijlstaart

Anas acuta

Broedvogel

[Spießente]

en niet-

A

broedvogel Slobeend

Anas clypeata

Broedvogel

[Löffelente]

en niet-

B

broedvogel Wintertaling

Smient

Wilde eend

190

ARCADIS

Anas crecca

Niet-

[Krickente]

broedvogel

Anas penelope

Niet

[Pfeifente]

broedvogel

Anas platyrhynchos

Broedvogel

B

B

B

077973185:0.34 - Definitief


[Stockente]

en nietbroedvogel

Zomertaling

Krakeend

Anas querquedula

Niet-

[Knäkente]

broedvogel

Anas strepera

Broedvogel

[Schnatterente]

en niet-

B

B

broedvogel Kolgans

Grauwe grans

Anser albifrons

Niet-

[Bläßgans]

broedvogel

Anser anser

Broedvogel

[Graugans]

en niet-

B

B

broedvogel Kleine rietgans

Anser

Niet-

brachyrhynchus

broedvogel

B

[Kurzschnabelgans] Taigarietgans

Blauwe reiger

Steenloper

Velduil

Anser fabalis

Niet-

B

[Saatgans]

broedvogel

Ardea cinerea

Niet-

[Graureiher]

broedvogel

Arenaria interpres

Niet-

[Steinwälzer]

broedvogel

Asio flammeus

Broedvogel

B

Aythya ferina

Niet-

B

[Tafelente]

broedvogel

Aythya fuligula

Broedvogel

[Reiherente]

en niet-

B

B

[Sumpfohreule] Tafeleend

Kuifeend

B

broedvogel Roerdomp

Botaurus stellaris

Broedvogel

B

Branta bernicla

Niet-

B

[Ringelgans]

broedvogel

Branta canadensis

Niet-

[Kanadagans]

broedvogel

Branta leucopsis

Niet-

[Nonnengans,

broedvogel

[Rohrdommel] Rotgans

Canadese gans

Brandgans

B

B

Weißwangengans] Brilduiker

Drieteenstrand-loper

Bonte strandloper

Kanoet

Krombekstrandloper

Paarse strandloper

077973185:0.34 - Definitief

Bucephala clangula

Niet-

[Schellente]

broedvogel

Calidris alba

Niet-

[Sanderling]

broedvogel

Calidris alpina

Niet-

[Alpenstrandläufer]

broedvogel

Calidris canutus

Niet-

[Knutt]

broedvogel

Calidris ferruginea

Niet-

[Sichelstrandläufer]

broedvogel

Calidris maritima

Niet-

B

B

B

B

B

B

ARCADIS

191


Frater

Strandplevier

[Meerstrandläufer]

broedvogel

Carduelis flavirostris

Niet-

[Berghänfling]

broedvogel

Charadrius

Broedvogel

Trekvogel:

alexandrinus

en niet-

B

[Seeregenpfeifer]

broedvogel

Broedvogel

C

:C Kleine plevier

Charadrius dubius

Broedvogel

[Flußregenpfeifer]

en niet-

B

broedvogel Bontbekplevier


Broedvogel

[Sandregenpfeifer]

en niet-

B

broedvogel Zwarte stern

Bruine kiekendief

Chlidonias niger

Niet-

B

[Trauerseeschwalbe]

broedvogel

Circus aeruginosus

Broedvogel

B

Broedvogel

B

Broedvogel l

C

Cygnus columbianus

Niet-

B

bewickii

broedvogel

[Rohrweihe] Blauwe kiekendief

Circus cyaneus [Kornweihe]

Kwartelkoning

Crex crex [Wachtelkönig]

Kleine zwaan

[Zwergschwan (Mitteleuropa)] Wilde zwaan

Knobbelzwaan

Cygnus cygnus

Niet-

[Singschwan]

broedvogel

Cygnus olor

Broedvogel

[Höckerschwan]

en niet-

B

B

broedvogel Strandleeuwerik

Slechtvalk

Eremophila alpestis

niet-

[Ohrenlerche]

broedvogel

Falco peregrinus

Broedvogel

[Wanderfalke]

en niet-

B

B

broedvogel Watersnip

Gallinago gallinago

Broedvogel

Trekvogel:

[Bekassine]

en niet-

B

broedvogel

Broedvogel :C

Parelduiker

Roodkeelduiker

Lachstern

Scholekster

192

ARCADIS

Gavia arctica

Niet-

[Prachttaucher]

broedvogel

Gavia stellata

Niet-

[Sterntaucher]

broedvogel

Gelochelidon nilotica

Niet-

[Lachseeschwalbe]

broedvogel

Haematopus

Broedvogel

ostralegus

en niet-

[Austernfischer]

broedvogel

A

B

B

B

077973185:0.34 - Definitief


Grauwe klauwier

Lanius collurio

Broedvogel

B

Larus argentatus

Broedvogel

B

[Silbermöwe]

en niet-

[Neuntöter] Zilvermeeuw

broedvogel Stormmeeuw

Larus canus

Broedvogel

[Sturmmöwe]

en niet-

B

broedvogel Kleine mantelmeeuw

Larus fuscus

Broedvogel

[Heringsmöwe]

en niet-

B

broedvogel Grote Mantelmeeuw

Larus marinus

Broedvogel

[Mantelmöwe]

en niet-

B

broedvogel Zwartkopmeeuw

Larus

Broedvogel

B

Larus minutus

Niet-

B

[Zwergmöwe]

broedvogel

Larus ridibundus

Broedvogel

[Lachmöwe]

en niet-

melanocephalus [Schwarzkopfmöwe] Dwergmeeuw

Kokmeeuw

B

broedvogel Rosse Grutto

Grutto

Limosa lapponica

Niet-

[Pfuhlschnepfe]

broedvogel

Limosa limosa

Broedvogel

[Uferschnepfe]

en niet-

B

B

broedvogel Nachtegaal

Luscinia

Broedvogel

B

Melanitta fusca

Niet-

B

[Samtente]

broedvogel

Melanitta nigra

Niet-

[Trauerente]

broedvogel

Mergus albellus

Niet-

[Zwergsäger]

broedvogel

Mergus serrator

Broedvogel

[Mittelsäger]

en niet-

megarhynchos [Nachtigall] Grote zee-eend

Zwarte zee-eend

Nonnetje

Middelste zaagbek

B

B

B

broedvogel Gele kwikstaart

Motacilla flava

Broedvogel

B

Numenius arquata

Broedvogel

B

[Großer Brachvogel]

en niet-

[Schafstelze] Wulp

broedvogel Regenwulp

Tapuit

Numenius phaeopus

Niet-

[Regenbrachvogel]

broedvogel

Oenanthe oenanthe

Broedvogel

B

B

[Steinschmätzer]

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

193


Aalscholver

Kemphaan

Phalacrocorax carbo

Broedvogel

sinensis [Kormoran

en niet-

(Mitteleuropa)]

broedvogel

Philomachus pugnax

Broedvogel

[Kampfläufer]

en niet-

B

B

broedvogel Lepelaar

Platalea leucorodia

Broedvogel

[Löffler]

en niet-

B

broedvogel Sneeuwgors

Goudplevier

Zilverplevier

Fuut

Roodhalsfuut

Geoorde fuut

Kluut

Drieteenmeeuw

Plectrophenax nivalis

Niet-

[Schneeammer]

broedvogel

Pluvialis apricaria

Niet-

[Goldregenpfeifer]

broedvogel


Niet-

[Kiebitzregenpfeifer]

broedvogel

Podiceps cristatus

Niet-

[Haubentaucher]

broedvogel

Podiceps grisegena

Niet-

[Rothalstaucher]

broedvogel

Podiceps nigricollis

Niet-

[Schwarzhalstaucher]

broedvogel

Recurvirostra

Broedvogel

avosetta

en niet-

[Säbelschnäbler]

broedvogel

Rissa tridactyla

Niet-

C

B

B

B

B

B

B

B

[Dreizehenmöwe]

broedvogel

Afrikaanse

Saxicola torquata

Broedvogel

B

roodborsttapuit

[Schwarzkehlchen]

Eidereend


Broedvogel

B

[Eiderente]

en nietbroedvogel

Dwergstern

Sterna albifrons

Broedvogel

[Zwergseeschwalbe]

en niet-

B

broedvogel Visdief

Sterna hirundo

Broedvogel

[Flußseeschwalbe]

en niet-

B

broedvogel Noordse stern

Sterna paradisaea

Broedvogel

(trekvogel)

[Küstenseeschwalbe]

en niet-

B

broedvogel Grote stern

Sterna sandvicensis

Broedvogel

[Brandseeschwalbe]

en niet-

B

broedvogel Dodaars

Bergeend

194

ARCADIS

Tachybaptus

Broedvogel

ruficollis

en niet-

[Zwergtaucher]

broedvogel

Tadorna tadorna

Broedvogel

[Brandgans]

en niet-

B

B

077973185:0.34 - Definitief


broedvogel Zwarte ruiter

Groenpootruiter

Tureluur

Tringa erythropus

Niet-

[Dunkelwasserläufer]

broedvogel

Tringa nebularia

Niet-

[Grünschenkel]

broedvogel

Tringa totanus

Broedvogel

[Rotschenkel]

en niet-

B

B

B

broedvogel Zeekoet

Kievit

Uria aalge

Niet-

[Trottellumme]

broedvogel

Vanellus vanellus

Broedvogel

[Kiebitz]

en niet-

B

B

broedvogel

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

195


Vogelrichtlijngebied Krummhörn Vogelrichtlijnsoorten

Latijns en Duitse naam

Aangeweze n als

Landelijke SvI

Rietzanger

Acrocephalus

Broedvogel

B

Anas acuta

Niet-

A

[Spießente]

broedvogel

Anas clypeata

Broedvogel

[Löffelente]

en niet-

schoenobaenus [Schilf-rohrsänger] Pijlstaart

Slobeend

B

broedvogel Wintertaling

Anas crecca

Broedvogel

[Krickente]

en niet-

B

broedvogel Smient

Wilde eend

Anas penelope

Niet-

[Pfeifente]

broedvogel

Anas platyrhynchos

Broedvogel

[Stockente]

en niet-

B

B

broedvogel Zomertaling

Anas querquedula

Broedvogel

[Knäkente]

en niet-

B

broedvogel Kolgans

Grauwe gans

Graspieper

Anser albifrons

Niet-

B

[Bläßgans]

broedvogel

Anser anser

Niet-

[Graugans]

broedvogel

Anthus pratensis

Broedvogel

B

Aythya fuligula

Broedvogel

B

[Reiherente]

en niet-

B

[Wiesenpieper] Kuifeend

broedvogel Rotgans

Brandgans

Branta bernicla

Niet-

[Ringelgans]

broedvogel

Branta leucopsis

Niet-

[Nonnengans, Weiß-

broedvogel

B

A

wangengans] Brilduiker

Bonte standloper

Krombekstrand-loper

Strandplevier

Bucephala clangula

Niet-

B

[Schellente]

broedvogel

Calidris alpina

Niet-


broedvogel

Calidris ferruginea

Niet-

[Sichelstrandläufer]

broedvogel

Charadrius

Broedvogel

Broedvogel

alexandrinus

en niet-

: C Niet

[Seeregenpfeifer]

broedvogel

broedvogel

B

B

:B Kleine plevier

196

ARCADIS

Charadrius dubius

Broedvogel

B

077973185:0.34 - Definitief


[Flußregenpfeife-r]

en nietbroedvogel

Bontbekplevier


Broedvogel

[Sandregenpfeifer]

en niet-

B

broedvogel Zwarte stern

Chlidonias niger

Niet-

[Trauerseeschwalb-

broedvogel

B

e] Bruine kiekendief

Circus aeruginosus

Broedvogel

B

Broedvogel

C

Cygnus olor

Broedvogel

B

[Höckerschwan]

en niet-

[Rohrweihe] Grauwe kiekendief

Circus pygargus [Wiesenweihe]

Knobbelzwaan

broedvogel Meerkoet

Fulica atra

Broedvogel

[Bläßhuhn]

en niet-

B


Scholekster

Grauwe klauwier

Gallinago gallinago

Niet-

[Bekassine]

broedvogel

B

Haematopus

Broedvogel

ostralegus

en niet-

[Austernfischer]

broedvogel

Lanius collurio

Broedvogel

B

Larus canus

Niet-

B

[Sturmmöwe]

broedvogel

Larus marinus

Niet-

[Mantelmöwe]

broedvogel

Larus minutus

Niet-

[Zwergmöwe]

broedvogel

Limosa limosa

Broedvogel

[Uferschnepfe]

en niet-

B

[Neuntöter] Stormmeeuw

Grote Mantelmeeuw

Dwergmeeuw

Grutto

B

B

B

broedvogel Blauwborst

Luscinia svecica

Broedvogel

B

Mergus albellus

Niet-

B

[Zwergsäger]

broedvogel

Motacilla flava

Broedvogel

C

Numenius arquata

Niet-

B


broedvogel

Oenanthe oenanthe

Broedvogel

C

Broedvogel

B

cyanecula [Weißstern-Blaukehlchen] Nonnetje

Gele kwikstaart

[Schafstelze] Wulp

Tapuit

[Steinschmätzer] Baardman

Panurus biarmicus [Bartmeise]

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

197


Kemphaan

Philomachus pugnax

Broedvogel

Broedvogel

[Kampfläufer]

en niet-

:C

broedvogel

Niet broedvogel :B

Lepelaar

Goudplevier

Waterral

Platalea leucorodia

Niet-

[Löffler]

broedvogel

A

Pluvialis apricaria

Niet-

[Goldregenpfei-fer]

broedvogel

Rallus aquaticus

Broedvogel

B

Recurvirostra

Broedvogel

B

avosetta

en niet-

[Säbelschnäbler]

broedvogel

Saxicola rubetra

Broedvogel

C

Tadorna tadorna

Broedvogel

B

[Brandgans]

en niet-

B

[Wasserralle] Kluut

Paapje

[Braunkehlchen] Bergeend

broedvogel Bosruiter

Tureluur

Tringa glareola

Niet-

[Bruchwasserläufer]

broedvogel

Tringa totanus

Broedvogel

[Rotschenkel]

en niet-

B

B

broedvogel Kievit

Vanellus vanellus

Broedvogel

[Kiebitz]

en niet-

B

broedvogel

198

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Vogelrichtlijngebied Emschmarsch von Leer bis Emden Vogelrichtlijnsoorten

Latijns en duitse naam

Aangeweze n als

Landelijke SvI

Rietzanger

Acrocephalus

Broedvogel

B

Actitis hypoleucos

Niet-

B

[Flußuferläufer]

broedvogel

Alauda arvensis

Broedvogel

B

Anas acuta

Niet-

B

[Spießente]

broedvogel

Anas crecca

Niet-

[Krickente]

broedvogel

Anas penelope

Niet-

[Pfeifente]

broedvogel

Anas platyrhynchos

Broedvogel

[Stockente]

en niet-

schoenobaenus [Schilf-rohrsänger] Oeverloper

Veldleeuwerik

[Feldlerche] Pijlstaart

Wintertaling

Smient

Wilde eend

B

B

B

broedvogel Zomertaling

Krakeend

Anas querquedula

Niet-

[Knäkente]

broedvogel

B

Anas strepera

Broedvogel

B

Anser albifrons

Niet-

B

[Bläßgans]

broedvogel

Anser anser

Niet-

[Graugans]

broedvogel

Anser

Niet-

brachyrhynchus

broedvogel

[Schnatterente] Kolgans

Grauwe gans

Kleine rietgans

B

B

[Kurzschnabel-gans] Taigarietgans

Blauwe reiger

Velduil

Tafeleend

Roerdomp

Rotgans

Canadese gans

Brandgans

Anser fabalis

Niet-

[Saatgans]

broedvogel

Ardea cinerea

Niet-

[Graureiher]

broedvogel

Asio flammeus

Niet-

[Sumpfohreule]

broedvogel

Aythya ferina

Niet-

[Tafelente]

broedvogel

Botaurus stellaris

Niet-

[Rohrdommel]

broedvogel

Branta bernicla

Niet-

[Ringelgans]

broedvogel

Branta canadensis

Niet-

[Kanadagans]

broedvogel

Branta leucopsis

Niet-

[Nonnengans, Weiß-

broedvogel

B

B

B

B

B

B

B

B

wangengans]

077973185:0.34 - Definitief

ARCADIS

199


Brilduiker

Strandplevier

Bucephala clangula

Niet-

[Schellente]

broedvogel

B

Charadrius

Broedvogel

B

Broedvogel

B

Broedvogel

B

Circus cyaneus

Niet-

B

[Kornweihe]

broedvogel

Circus pygargus

Broedvogel

B

Broedvogel

B

Broedvogel

B

Cygnus columbianus

Niet-

B

bewickii [Zwerg-

broedvogel

alexandrinus [Seeregenp-feifer] Bontbekplevier

Charadrius hiaticula [Sandregenpfeifer]

Bruine kiekendief

Circus aeruginosus [Rohrweihe]

Blauwe kiekendief

Grauwe kiekendief

[Wiesenweihe] Kwartel

Coturnix coturnix [Wachtel]

Kwartelkoning

Crex crex [Wachtelkönig]

Kleine zwaan

schwan (Mitteleuropa)] Wilde zwaan

Knobbelzwaan

Meerkoet

Cygnus cygnus

Niet-

[Singschwan]

broedvogel

Cygnus olor

Niet-

[Höckerschwan]

broedvogel

Fulica atra

Broedvogel

[Bläßhuhn]

en niet-

B

B

B


Gallinago gallinago

Broedvogel

[Bekassine]

en niet-

B

broedvogel Scholekster

Zilvermeeuw

Stormmeeuw

Kleine mantelmeeuw

Haematopus

Broedvogel

ostralegus

en niet-

[Austernfischer]

broedvogel

Larus argentatus

Niet-

[Silbermöwe]

broedvogel

Larus canus

Niet-

[Sturmmöwe]

broedvogel

Larus fuscus

Broedvogel

[Heringsmöwe]

en niet-

B

B

B

B

broedvogel Grote Mantelmeeuw

Zwartkopmeeuw

Larus marinus

Niet-

[Mantelmöwe]

broedvogel

Larus

Niet-

melanocephalus

broedvogel

B

B

[Schwarzkopfm-öwe] Kokmeeuw

200

ARCADIS

Larus ridibundus

Broedvogel

[Lachmöwe]

en niet-

B

077973185:0.34 - Definitief


broedvogel

Grutto

Limosa limosa

Broedvogel

[Uferschnepfe]

en niet-

B

broedvogel Snor

Locustella

Broedvogel

B

Broedvogel

B

Mergus albellus

Niet-

B

[Zwergsäger]

broedvogel

Mergus merganser

Niet-

[Gänsesäger]

broedvogel

Numenius arquata

Broedvogel


en niet-

luscinioides [Rohrschwi-rl] Blauwborst

Luscinia svecica cyanecula [Weißstern-Blaukehlchen]

nonnetje

Grote zaagbek

Wulp

B

B

broedvogel Regenwulp

Baardman

Numenius phaeopus

Niet-

[Regenbrachvogel]

broedvogel

B

Panurus biarmicus

Broedvogel

B

Philomachus pugnax

Niet-

B

[Kampfläufer]

broedvogel

Phoenicurus

Broedvogel

B

Pluvialis apricaria

Niet-

B

[Goldregenpfei-fer]

broedvogel

Podiceps cristatus

Niet-

[Haubentaucher]

broedvogel

Porzana porzana

Broedvogel

B

Recurvirostra

Broedvogel

B

avosetta

en niet-

[Säbelschnäbler]

broedvogel

Saxicola rubetra

Broedvogel

B

Tadorna tadorna

Broedvogel

B

[Brandgans]

en niet-

[Bartmeise] Kemphaan

Gekraagde roodstaart

phoenicurus [Gartenrot-schwanz] Goudplevier

Fuut

Porseleinhoen

B

[Tüpfelsumpfhuhn] Kluut

Paapje

[Braunkehlchen] Bergeend

broedvogel Zwarte ruiter

Tringa erythropus

Niet-

[Dunkelwasserläu-

broedvogel

B

fer] Groenpootruiter

Witgat

077973185:0.34 - Definitief

Tringa nebularia

Niet-

[Grünschenkel]

broedvogel

Tringa ochropus

Nniet-

[Waldwasserläufer]

broedvogel

B

B

ARCADIS

201


Tureluur

Tringa totanus

Broedvogel

[Rotschenkel]

en niet-

B

broedvogel Kievit

Vanellus vanellus

Broedvogel

[Kiebitz]

en niet-

B

broedvogel

202

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief


Vogelrichtlijngebied Hund und Paapsand Vogelrichtlijnsoorten Smient

Wilde eend

Rotgans

Bonte standloper

Scholekster

Zilvermeeuw

Stormmeeuw

Grote Mantelmeeuw

Kokmeeuw

Rosse grutto

Middelste zaagbek

Wulp

Zilverplevier

Kluut

Eidereend

Bergeend

077973185:0.34 - Definitief

Latijns en Duitse naam

Aangewezen als

Landelijke SvI

Anas penelope

Niet-

B

[Pfeifente]

broedvogel

Anas platyrhynchos

Niet-

[Stockente]

broedvogel

Branta bernicla

Niet-

[Ringelgans]

broedvogel

Calidris alpina

Niet-


broedvogel


Niet-

[Austernfischer]

broedvogel

Larus argentatus

Niet-

[Silbermöwe]

broedvogel

Larus canus

Niet-

[Sturmmöwe]

broedvogel

Larus marinus

Niet-

[Mantelmöwe]

broedvogel

Larus ridibundus

Niet-

[Lachmöwe]

broedvogel

Limosa lapponica

Niet-

[Pfuhlschnepfe]

broedvogel

Mergus serrator

Niet-

[Mittelsäger]

broedvogel

Numenius arquata

Niet-


broedvogel


Niet-

[Kiebitzregenpfeifer]

broedvogel


Niet-

[Säbelschnäbler]

broedvogel


Niet-

[Eiderente]

broedvogel

Tadorna tadorna

Niet-

[Brandgans]

broedvogel

B

B

B

B

B

B

B

B

B

B

B

??

B

B

B

ARCADIS

203


Colofon BEOORDELING KWIKEMISSIES UIT DE RWE-CENTRALE IN HET EEMSHAVENGEBIED OPDRACHTGEVER: RWE Eemshaven Holding B.V.

STATUS: Definitief

AUTEUR: Dolf Logemann Eline van Onselen Erin Osborn Huig Bergsma

GECONTROLEERD DOOR: Belinda Kater

VRIJGEGEVEN DOOR: Boris Schlangen 15 september 2014 077973185:0.34

ARCADIS NEDERLAND BV Zendmastweg 19 Postbus 63 9400 AB Assen Tel 0592 392 111 Fax 0592 353 112 www.arcadis.nl Handelsregister 09036504

©ARCADIS. Alle rechten voorbehouden. Behoudens uitzonderingen door de wet gesteld, mag zonder schriftelijke toestemming van de rechthebbenden niets uit dit document worden verveelvoudigd en/of openbaar worden gemaakt door middel van druk, fotokopie, digitale reproductie of anderszins.

204

ARCADIS

077973185:0.34 - Definitief

BEOORDELING KWIKEMISSIES UIT DE RWE- CENTRALE IN HET EEMSHAVENGEBIED

Recommend Documents