Effecten van menselijk gebruik op mariene weekdieren in Nederland

Achtergrondrapport

Effecten van menselijk gebruik op mariene weekdieren in Nederland

2013 Godfried van Moorsel & Sylvia van Leeuwen ECOSUB & STICHTING ANEMOON

1

Documenttype:

Achtergrondrapport bij: Schelpdieren van het Nederlandse Noordzeegebied. Ecologische atlas van de mariene weekdieren (Mollusca)

Titel:

Effecten van menselijk gebruik op mariene weekdieren in Nederland

Auteurs:

Godfried van Moorsel & Sylvia van Leeuwen

Jaar:

2013

Projectnaam:

Diversiteit mariene schelpdieren van Nederland

Uitvoerders: Contactpersonen: e-mail:

Ecosub en Godfried van Moorsel [email protected]

Subsidiegevers:

Ministerie van Economische Zaken (Dienst Regelingen / Regeling Draagvlak Natuur) Prins Bernhard Cultuurfonds Schure-Beijerinck-Popping Fonds

Stichting ANEMOON Adriaan Gmelig Meyling [email protected]

Ecosub Postbus 126 3940 AC Doorn Tel: 0343-477472, / 06-44546725 Website: www.ecosub.nl

Stichting ANEMOON Postbus 29 2120 AA Bennebroek Tel: 0252-531111, bgg 06-15903031 Website: www.anemoon.org Website project: www.anemoon.org/Projecten/AtlasprojectNederlandse-Mollusken/Atlas-Mariene-Weekdieren

2

Inhoud 1 Inleiding .................................................................................................... 5 2 Visserij en maricultuur .............................................................................. 7 2.1 2.2 2.3 2.4. 2.5 2.6 2.7 2.8

Inleiding .................................................................................................................. 7 Voedselketens ........................................................................................................ 7 Effecten bodemvistuigen ........................................................................................ 7 Schelpdiervisserij ................................................................................................. 10 Aasvisserij ............................................................................................................ 12 Oestercultuur ........................................................................................................ 12 Mosselcultuur ....................................................................................................... 13 Overige gecultiveerde schelpdiersoorten ............................................................. 14

3 Scheepvaart ........................................................................................... 15 3.1 3.2 3.3 3.4

Bodemschade ...................................................................................................... 15 Verontreiniging ..................................................................................................... 15 Onderwatergeluid en -trillingen ............................................................................ 15 Wrakken ............................................................................................................... 16

4 Waterbouwkundige werken .................................................................... 17 5 Winning van olie en gas, windparken ..................................................... 21 6 Winning van zand, grind en schelpen ..................................................... 23 6.1 Zandwinning ......................................................................................................... 23 6.2 Grindwinning ........................................................................................................ 24 6.3 Schelpenwinning .................................................................................................. 24

7 Zandsuppleties en baggeren .................................................................. 25 7.1 Zandsuppleties ..................................................................................................... 25 7.2 Baggeren .............................................................................................................. 25

8 Verontreiniging ....................................................................................... 27 8.1 8.2 8.3 8.4 8.5 8.6 8.7 8.8

Inleiding ................................................................................................................ 27 Nutriënten ............................................................................................................. 27 Olieverontreiniging ............................................................................................... 28 Zware metalen...................................................................................................... 28 Organische microverontreinigingen ..................................................................... 29 Tributyltin (TBT).................................................................................................... 29 Thermische verontreiniging .................................................................................. 30 Microplastics ......................................................................................................... 30

9 Exoten .................................................................................................... 31 9.1 9.2 9.3 9.4

Inleiding ................................................................................................................ 31 Invasieve exoten .................................................................................................. 31 Exotische mariene schelpdieren in Nederland ..................................................... 32 Preventie en bestrijding ........................................................................................ 33

10 Klimaatverandering................................................................................. 35 10.1 10.2 10.3 10.4 10.5

Inleiding ................................................................................................................ 35 Temperatuur ......................................................................................................... 35 Zuurgraad ............................................................................................................. 36 Rivierafvoer .......................................................................................................... 36 Stormfrequentie .................................................................................................... 36

Literatuur..................................................................................................... 37

3

4

1

Inleiding

De zee is van oudsher van belang voor de mens, vooral als bron van voedsel en als vaarweg. Tegenwoordig wordt het gebruik van de Noordzee en kustwateren steeds intensiever en meer divers. Er wordt gebouwd aan boorplatforms en windmolens en de bodem levert grondstoffen op, zoals olie, gas, grind en zand. Langs onze kust zien we de voortgaande strijd tegen het water, die gepaard gaat met zandsuppleties en allerlei waterbouwkundige werken zoals dijken en haventerreinen. Voorts vinden maricultuur en militaire activiteiten plaats en allerlei vormen van recreatie. Ook wordt de zee gebruikt voor de stort van havenslib en wordt er afval geloosd. Wellicht komt er ook ooit nog eens een vliegveld of woon- of energie-eiland in de Noordzee. Wat betekenen deze menselijke activiteiten voor de schelpdieren in zee? Dit vormt de centrale vraag in dit rapport. In de loop der tijd verschenen diverse publicaties die een overzicht geven van menselijke effecten op het zeemilieu. Vaak beperken ze zich tot een bepaalde regio zoals de Noordzee (De Groot, 1983; Bergman et al., 1991 (m.n. Bijlage IV), Kröncke & Bergfeld, 2003; Lindeboom et al., 2005; Prins et al., 2011) of Waddenzee (Essink, 2005) of tot een bepaalde activiteit zoals een type visserij (Collie et al., 2000; Kaiser et al., 2006). Dit rapport poogt de effecten te bundelen voor de schelpdieren. Het instellen van mariene natuurgebieden, in essentie ook een menselijke activiteit, komt in de atlas (De Bruyne et al., 2013) ter sprake in § 13.5.

2012). Voorts staan de verschillende factoren niet altijd los van elkaar. Zo heeft een verandering in neerslag gevolgen voor de nutriënten in het kustwater. Niettemin zullen in dit rapport de menselijke activiteiten en effecten afzonderlijk worden beschreven. Figuur 1 geeft een overzicht van oorzaak-gevolgrelaties en laat zien in welke hoofdstukken deze behandeld worden. Er wordt niet ingegaan op effecten van schelpdieren op de mens, zoals het dichtgroeien van leidingen en het overbrengen van ziektes zoals shellfish poisoning. Ook de functie voor andere organismen, zoals voedsel voor vissen, duikeenden of steltlopers, blijft hier buiten beschouwing. De voedselfunctie voor de mens komt wel aan bod. Dit rapport vormt een achtergrondrapport bij ‘Schelpdieren van het Nederlandse Noordzeegebied – Ecologische atlas van de mariene weekdieren (Mollusca)’ onder redactie van De Bruyne et al. (2013). De opzet is een uitgebreidere versie van hoofdstuk 12, met meer achtergrondinformatie, figuren en literatuurreferenties. Ook zijn bij soorten de wetenschappelijke namen opgenomen. Dit rapport bevat verder achtergrondinformatie bij hoofdstuk 3 van de atlas over leefgebieden (zie hoofdstuk 4 Waterbouwkundige werken) en bij het intermezzo over maricultuur (in de atlas op p. 62-63, in dit rapport § 2.6 t/m 2.8). Dankwoord. Voor opmerkingen bij eerdere versies van deze tekst zijn wij de volgende personen dankbaar: Ad Stolk, Wanda Zevenboom, Johan Craeymeersch, Aad Smaal, Rykel de Bruyne, Bert Keus. Daarnaast ook onze dank aan personen die foto’s leverden en aan organisaties voor gegevens. Hun bijdrage is vermeld bij de figuren.

Effecten zijn niet altijd eenduidig aan bepaalde factoren toe te schrijven. Met name bij complete ecosysteemveranderingen kunnen overbevissing, eutrofiëring, klimaatverandering, import van exoten en andere factoren allemaal een rol spelen (Purcell,

Fig. 1. Vraag van de maatschappij (paars) en doorwerking naar activiteiten op zee (oranje). De nummers refereren naar de hoofdstukken. Via sleutelfactoren (geel) staat onderaan wat de gevolgen zijn voor mariene schelpdieren (blauw). Een dergelijk schema is nooit compleet, zo wordt de relatie recreatie-(sport)visserij niet aangegeven en ontbreekt verontreiniging door kunstwerken en platforms. Klimaatverandering is het gevolg van menselijke behoeftes, maar beïnvloedt deze ook en is daarom van een andere orde. Het schema toont dat effecten vaak het gevolg zijn van meerdere oorzaken.

5

6

2

Visserij en maricultuur

2.1 Inleiding Van de menselijke invloeden op de zee wordt de visserij vaak aangeduid als de meest schadelijke. Wereldwijd heeft de visserij de laatste decennia geleid tot steeds grotere effecten. Veel visbestanden in zee zijn volledig of overgeëxploiteerd dan wel ingestort (Pauly, 2007). Alhoewel de boodschap van laatstgenoemde wat sterk is aangezet, is er in ieder geval sprake van een ernstige situatie (Daan, 2012; Daan et al., 2011). In de Noordelijke Atlantische oceaan verdwijnen vooral de grotere toppredatoren zoals zwaardvis en tonijn. Met de afname van grote vis verschuift het spectrum richting kleine vissen. Sommige soorten zoals de kabeljauw zijn door de intensieve visserij genetisch veranderd: ze blijven kleiner en worden op jongere leeftijd paairijp. De visserij past zich hier op aan, dit is het ‘fishing down marine food webs’ (Pauly, 2007; figuur 2.1). Het risico bestaat ook dat op den duur steeds meer kwallen de plaats van kleine 1 vis innemen, een fenomeen bekend als jellyfication . Ook

Fig. 2.1. Fishing down the food web: naarmate de visserij intensiever wordt neemt het aantal grote vissen steeds verder af en verarmt het bodemleven (Pauly, 2007).

2.2 Voedselketens

schelpdieren worden hiermee geconfronteerd want larven worden weggevangen en de voedselsituatie van adulte schelpdieren verandert. Verschuivingen in het voedselweb zijn dus vaak indirect van invloed op schelpdieren. Daarnaast is er het directe effect van allerlei vormen van bodemvisserij op schelpdieren. Op de Noordzee vinden verschillende vormen van visserij plaats, variërend van industriële visserij op zandspiering, haring en sprot bij de Doggersbank tot allerlei typen bodemvisserij, zoals de garnalenvisserij in onze kustwateren. Kleinschaliger activiteiten zijn bijvoorbeeld het spitten op getijdenplaten naar wadpieren voor de sportvisserij. De schelpdiervisserij heeft het primair gemunt op tweekleppigen (zoals oesters, mossels, kokkels en mesheften). Bij andere visserijtechnieken komen schelpdieren als bijvangst boven. Zo is de boomkorvisserij vooral uit op platvis, maar landt als bijvangst ook wel Wulk of inktvis aan. In de Oosterschelde wordt met kreeftenkorven en -fuiken ook inktvis bijgevangen. Een ander effect van bodemvisserij op schelpdieren vormt de mechanische invloed van allerlei typen sleepnetten op de zeebodem. Hierdoor wordt de complexiteit van de zeebodem, waaronder biogene structuren (ruimtelijke formaties die door organismen worden gevormd) aangetast. Ook worden dieren uit het sediment verwijderd of gedood. Uiteindelijk kan de structuur en productie van de hele levensgemeenschap van de zeebodem worden beïnvloed (Kaiser et al., 2006).

Het wegvangen van grote vis kan leiden tot verminderede predatie op grote schelpdieren. Zo ook kan de garnalenvisserij gunstig uitpakken voor tweekleppigen, omdat garnalen bekend staan als predatoren op schelpdierbroed. Veel commerciële vissoorten hebben een breed voedselspectrum. Worden bepaalde prooisoorten weggevist, dan kunnen schelpdieren hoger op hun menu terechtkomen. Overbevissing kan ook leiden tot trofische cascades: verdwijnt de kabeljauw dan komt er meer haring, waardoor weer minder zoöplankton, gevolgd door juist meer plantaardig plankton. Bij overbevissing van haring gebeurt het omgekeerde. Dit heeft gevolgen voor filterende schelpdieren die ook van plantaardig plankton afhankelijk zijn. Zo groeit de Noordkromp Arctica islandica slechter in jaren met veel copepoden (kleine planktonkreeftjes) (Witbaard et al., 2003). Door de vele biotische relaties tussen mariene organismen werkt dit type effecten op allerlei manieren in op schelpdieren.

2.3 Effecten bodemvistuigen De bordentrawl- en later boomkorvisserij doen hun effecten al lang gelden (figuur 2.2). Er zijn aanwijzingen dat al in de negentiende eeuw ecosystemen als oesterbanken zijn verdwenen (Roberts, 2007). Iets dergelijks geldt voor veenbanken en boomstammen, substraat voor borende schelpdieren. Ook veel zwerfstenen, de basis voor hardsubstraatfauna, zijn in de loop der tijd aan land gebracht. Nog steeds zijn er plaatsen in de Noordzee die vele malen per jaar worden bevist, zodat ruimtelijke structuren en de daaraan gekoppelde biodiversiteit zich nauwelijks kunnen ontwikkelen. Bodemberoerende vistuigen (zie box) hebben dan ook geleid tot meer of minder definitieve habitat-

Naast visserij kenen we ook maricultuur: aquacultuur in zoute wateren. De schelpdierkweek is in Nederland vooral gericht op oesters en mossels. Op beperkte schaal worden ook andere soorten gekweekt. In § 2.2 tot en met 2.5 worden effecten van visserij behandeld, in § 2.6 tot en met 2.8 komt de maricultuur aan de orde. 1

Overigens worden er vraagtekens gesteld bij het mondiale karakter van jellyfication (Condon et al. 2012).

7

een toestand uit het recente verleden als de natuurlijke achtergrond te beschouwen. Wekkerkettingen of schaarborden die door de bodem ploegen of netten die over de zeebodem schuren kunnen schelpdieren beschadigen of doden. De directe sterfte van schelpdieren als Halfgeknotte strandschelp Spisula subtruncata en Rechtsgestreepte platschelp Angulus fabula door passage van een boomkor ligt in de orde van 40-60% (Bergman & Van Santbrink, 2000). Bij de Noordkromp Arctica islandica raakt gemiddeld 74% (maximum 90%) ernstig beschadigd door wekkerkettingen. Zonder deze kettingen is het percentage 27% (Fonds, 1991). Dieper levende soorten, zoals zwaardscheden, zijn minder kwetsbaar, maar het kost ze wel energie om de aangetaste leefruimte te herstellen. Fragiele schelpen kunnen in vangsten worden gekneusd. Maar ook al zouden ze dit overleven en vervolgens als discard weer op de zeebodem belanden, dan moeten ze zich snel ingraven. Anders vormen ze een makkelijke prooi voor aaseters en natuurlijke vijanden zoals zeesterren. Kleine beschadigingen van de schelp kunnen soms gerepareerd worden, maar zwaardere beschadigingen leiden alsnog tot sterfte. Ook de Wulk Buccinum undatum is kwetsbaar. Van Wulken die meer of minder beschadigd waren door passage van een 12m-boomkor bleek in aquaria 60% alsnog dood te gaan, de meeste binnen twee weken. De overlevenden bleken hun schelp binnen zes weken hersteld te hebben (Mensink et al., 2000). Anderzijds profiteert de Wulk als aaseter ook van de boomkorvisserij. Zowel het beschadigen als onttrekken van schelpdieren betreft vooral grote soorten die zich niet diep ingraven. Zij komen in contact met de vistuigen en blijven in de netten achter. Vaak zijn dit ook langlevende soorten die extra kwetsbaar zijn omdat ze relatief laat beginnen met voortplanten en het herstel van populaties lang duurt. Voorbeelden zijn Paardenmossel Modiolus modiolus, Oester Ostrea edulis, (Slanke) Noordhoren Colus gracilis en Neptunea antiqua en Wulk Buccinum undatum. Met

Fig. 2.2. Uitbreiding van de Engelse sleepnetvisserij in de Noordzee gedurende de 19e eeuw. Naar Lenz, 1992. Bron: De Vooys et al., 2004.

verandering (Jennings et al., 2000). Voor garnalenvisserij geldt dit in wat beperktere mate. Over de relatie tussen de garnalenvisserij en het verdwijnen van banken van Honingraatwormen Sabellaria in de Duitse Waddenzee en de invloed van deze visserij op Mossel en Wulk zijn de meningen verdeeld (Riesen & Reise, 1982; Berghahn & Vorberg, 1997; Vorberg, 2000). Indien wordt gesteld dat het herstel van levensgemeenschappen van de zeebodem slechts enkele jaren duurt, dienen we ons te realiseren dat de ‘referentiesituatie’ er een is waar de visserij al vele jaren een rol speelt. In dit verband wordt ook wel gesproken van ‘shifting baseline syndrome’ (Pauly, 1995), de neiging om

Bodemberoerende vistuigen De boomkor (beam trawl) is een vistuig waarvan het net wordt opengehouden door een boom van 12 m. Aan beide zijden van de boom bevindt zich een ijzeren slof die over de bodem sleept. Tussen de beide sloffen, vóór het net, bevinden zich meestal meerdere wekkerkettingen. In stenige gebieden wordt ook wel een kettingmat gebruikt. Door de kettingen schrikken platvissen op van de bodem en belanden zo in het net. De zware kettingschakels kunnen, afhankelijk van het type sediment, tot 8 cm in de bodem dringen (Polet & Depestele, 2010). De boomkorvisserij wordt op het Nederlandse deel van de Noordzee intensief beoefend, vooral in de zuidelijke bocht. Bij de bordentrawl (otter trawl) wordt het net opengehouden door schaarborden die ook door de bodem ploegen, tot wel 15 cm diep (Bergman et al., 1990). Maar ook de lijnen, grondpees en het net zelf beïnvloeden de bodem, vooral op plaatsen waar biogene structuren aanwezig zijn. De garnalenkor is een lichte uitvoering van de boomkor van maximaal 9 m breed, zonder wekkerkettingen. De grondpees is voorzien van kunststof of houten rollers zodat het effect op de bodem veel kleiner is dan bij de boomkor (Rijnsdorp et al., 2006). Wel sleept het net over de bodem en dat kan ook bodemstructuren beschadigen of schelpdieren blootleggen die vlak onder het zand leven. De elektrovisserij met de pulskor en sumwing is een recente ontwikkeling ter vervanging van de boomkor. De sumwing is een soort vleugel die boven de bodem zweeft en waaraan een net is bevestigd. Bij de pulskor en sumwing wordt de vis door middel van stroomstootjes opgeschrikt zodat deze in het net zwemt. Deze vorm van visserij kost weinig energie en heeft door het ontbreken van wekkerkettingen ook minder effecten op de zeebodem. Schelpdieren zullen minder snel beschadigen maar hoe zij reageren op de elektrische schokjes is nog onbekend.

8

haar maximale leeftijd in de Noordzee van 167 jaar spant de Noordkromp Arctica islandica wat dit betreft de kroon. Witbaard & Klein (1994) vonden dat het aantal beschadigingen van de schelp van Noordkromp vanaf 1974 steeg met de toegenomen boomkoractiviteit. Omstreeks dezelfde tijd werd al geconstateerd dat Wulken, verzameld met trawls op verschillende locaties in de Noordzee, nooit onbeschadigd waren (Entrop, 1972). In 2004 vergeleek het NIOZ een aantal locaties binnen 400 m van een productieplatform waar niet mocht worden gevist met referentiegebieden waar wel werd gevist (Bergman et al., 2005, Duineveld et al., 2007). Het betrof een fijnzandig gebied op het Friese Front en het onderzoek werd uitgevoerd met een bodemschaaf. Een van de bevindingen was een hogere dichtheid van de grote tweekleppigen Noordkromp Arctica islandica, Gedoornde hartschelp Acanthocardia echinata, Bolle papierschelp Thracia convexa en Dichtgestreepte artemisschelp Dosinia lupinus in de niet beviste gebieden. Ook de fragiele tweekleppigen Glanzende dunschaal Abra nitida en Sabelschede Phaxas pellucidus deden het beter waar niet gevist werd.

Momenteel zijn er ontwikkelingen gaande waardoor het effect van de bodemberoerende visserij vermindert. Mede door de sterk gestegen energieprijzen schakelt de visserij over op zuiniger technieken waardoor zowel bodemberoering als bijvangst afnemen. Ook de toegenomen vraag naar duurzaam gevangen vis (MSC-certificering) draagt hieraan bij. Tussen 2007 en 2010 is de Nederlandse boomkorvisserij meer dan gehalveerd, terwijl alternatieve vismethoden sterk toenamen (LEI). Sinds enkele jaren zijn er gebieden in de Noordzee waar niet meer gevist mag worden, bijvoorbeeld vanuit veiligheidsoverwegingen zoals in windparken en rond platforms. Maar in bepaalde gebieden wordt de boomkorvisserij bewust uitgebannen om het leven in en op de zeebodem te beschermen. Een voorbeeld is het bodembeschermingsgebied in de Voordelta, dat is ingesteld als compensatie voor de aanleg van Maasvlakte2. Hier mag in beginsel niet gevist worden met een boomkor met wekkerkettingen door schepen met meer dan 260 pk. Ook is een deel van de Oostelijke Waddenzee afgesloten voor de garnalenvisserij. In de toekomst kan het aantal gebieden met visserijbeperkingen toenemen (zie de atlas, hoofdstuk 13).

Technieken schelpdiervisserij Mossels en oesters worden gevist met behulp van een 'kor', een net, dat de schelpdieren van de bodem afschept. De mosselzaadvisserij is gericht op het vangen van jonge mosseltjes, die daarna op mosselpercelen worden uitgezaaid en opgekweekt. De visserij vindt plaats met de mosselkor, een stalen frame van 1,90 m breed met daarin een ondiep net waarvan een stang aan de onderzijde over de bodem schraapt. Een vaartuig vist met vier korren, de vissnelheid is zo’n 4,5 km/u. Bij de mechanische kokkelvisserij gebruikt men de hydraulische zuigkor, een uit stalen spijlen bestaande korf. Een schip vist met twee korren, de totale visbreedte is 2 m. Door de geringe diepgang (50 cm) kunnen kokkelschepen bij hoogwater op de wadplaten terecht. De vissnelheid van 4,5-7,5 km/u hangt af van onder meer de dichtheid van kokkels. Het mes van de kor schraapt tot een diepte van ca. 3 cm door de bodem. De kokkels worden met een waterstraal uit het sediment gespoten en komen via een pomp en een 15-mm-zeef aan boord. Dit levert kokkels op met een lengte vanaf 23 mm. Via een spoelmolen en transportband worden ze aan dek gestort. Het seizoen loopt van eind augustus tot eind november. De mechanische spisulavisserij maakt gebruik van dezelfde zuigkor als de bovengenoemde kokkelvisserij en meestal worden ook dezelfde (kokkel)vaartuigen ingezet. Vanwege de in het algemeen grotere waterdiepte waarop Spisula voorkomt worden de zuigbuizen wel verlengd, waardoor tot maximaal 20 m diep kan worden gevist. De kor en de spoelmolens voor de spisulavisserij kennen een wettelijk verplichte spijlwijdte van 12 mm. De mechanische ensisvisserij richt zich op de Amerikaanse zwaardschede Ensis directus. Deze visserij stelt vrij stringente commerciële eisen: de schelplengte moet minstens 12 cm zijn en de dichtheid voldoende hoog (> 100 ex./m 2); de bodem moet zandig zijn zonder ‘vuil’ (andere bodemorganismen). Is een geschikt visgebied gevonden, dan kan daar vaak meerdere jaren worden gevist. De maximaal toegestane visbreedte van het tuig is 1,25 m. Vanwege de grote visdiepte in de bodem (30 cm) is de vissnelheid laag, ca. 0,3 km/u. Met water wordt het sediment vloeibaar gemaakt en men tracht zoveel mogelijk sediment door de spijlen van het vistuig te lozen. De in de korf achtergebleven zwaardscheden worden opgezogen en aan boord op een zeef of in een trommel schoongespoeld. Ze worden meestal aan boord verwaterd zodat de zwaardscheden aan de wal direct kunnen worden verwerkt. De inktvisvisserij is meestal geen gerichte visserij, maar pijlinktvissen - bijvangst van platvisvisserij op de Noordzee - worden wel op de visafslag verhandeld. In de Oosterschelde verschijnt de Zeekat Sepia officinalis tijdens de paaitijd als bijvangst in kreeftenkorven en schietfuiken. De Waddenzee kent ook handmatige kokkelvisserij. Daarbij gebruikt men de wonderklauw, een soort hark voorzien van een net. Zowel in de Waddenzee als Zeeuwse delta worden in het wild levende Japanse oesters en Alikruiken handmatig geraapt.

9

2.4. Schelpdiervisserij

de kokkel Cerastoderma edule algemeen. In de jaren ‘80 en ‘90 kwam de Halfgeknotte strandschelp Spisula subtruncata opzetten en werd sinds 1985 ook geëxploiteerd (Craeymeersch & Perdon, 2006). Inmiddels zijn Spisulabanken weer vrijwel verdwenen. Vanaf 1987 domineert de Amerikaanse zwaardschede Ensis directus, een geïntroduceerde soort (hoofdstuk 9). Sinds 2002 leven er in de Nederlandse kustzone gemiddeld 50 miljard exemplaren, in 2010 zelfs 135 miljard (Goudswaard et al., 2008; 2010). In het laatste decennium komt ook de Otterschelp Lutraria opzetten (Craeymeersch & Perdon, 2005). In 2010 leefden er in de Nederlandse kustzone bijna 2,5 miljard individuen (Goudswaard et al., 2010; figuur 2.3). De vergunningverlening baseert de uitgifte van visrechten op deze trends. De schelpdiervisserij past haar technieken aan, zo schakelden ex-mechanische kokkelvissers over op de Ensisvisserij.

Met schelpdiervisserij wordt hier bedoeld: visserij op in het wild levende schelpdieren. Voor de visserij op lege schelpen zie § 6.3. Schelpdieren worden vooral gevist in getijdenwateren (Waddenzee, Delta) en in de kustzone. Door een hoge aanvoer van fytoplankton en ander voedsel ontstaat hier de grootste biomassa aan schelpdieren en is de visserij het meest rendabel. Aanvankelijk werd alleen op wilde schelpdierbanken gevist, maar in de tweede helft van de 19e eeuw ontdekte men dat mossels en oesters ook gekweekt konden worden. Dit laatste wordt ‘maricultuur’ genoemd en komt aan de orde in § 2.6-2.8. Er wordt op verschillende manieren op schelpdieren gevist, mechanisch en handmatig (zie box). De meeste schelpdieren worden gevist voor menselijke consumptie en veel opbrengst is voor de export. Amerikaanse zwaardscheden Ensis directus worden ook wel gebruikt als aas voor de sportvisserij.

Oestervisserij Al in het begin van de 18e eeuw werd door vissers van de Waddeneilanden gevist op Oesters Ostrea edulis in de Wadden- en Zuiderzee. Ze verkochten deze in Amsterdam en Hamburg (Van Ginkel 1996); verzoeken voor een oesterhaven op Texel dateren uit 1816 (Duinker, 1993). In de zeventiger jaren van de 19e eeuw werd ook op de Noordzee gevist op de Oester, de naam Oestergronden herinnert daaraan (Olsen, 1883). Zo werd er in 1889 door zo’n 90 Engelse smacks op Noordzeeoesters gevist. Deze boten hadden een grote bun waarin ze de oesters in leven konden houden. Elke boot beschikte over zes korren en in de regel resulteerde een reis van drie weken in een opbrengst van 25.000 – 50.000 oesters (De Vooys, 2001). Ook Nederlandse en Duitse vissers hebben hier op Oesters gevist. Deze visserij is in het begin van de vorige eeuw volledig ingestort door het verdwijnen van de oesterbanken. Het verschijnen en verdwijnen van oesters in de Noordzee wordt wel verklaard door incidentele broedvallen (Berghahn & Ruth, 2005); ook al blijft een broedval uit, dan duurt het toch nog 20 tot 30 jaar aleer de Oester weer verdwenen is. Maar ook de bodemvisserij, of die het nu op de soort gemunt had of niet, zal hebben bijgedragen aan het verdwijnen van de Oester uit de Noordzee. Het wegvissen van schelpen, ook de lege, betekende in elk geval dat dit stabiele substraat niet meer beschikbaar was voor de vestiging van nieuwe generaties Oesters (Eisma, 1980). Ook andere soorten schelpdieren van hard substraat werden hierdoor benadeeld. In de Waddenzee is de Oester sinds de jaren veertig uitgestorven (Lavaleye & Dankers, 1993). Inmiddels is daar wel de Japanse oester Crassostrea gigas verschenen (hoofdstuk 9). Sinds 2008 worden deze in de Waddenzee op experimentele basis geraapt (Taal et al., 2010).

De regionale geschiedenis toont een sterke wisselwerking tussen schelpdierbestanden en visserij. Meer dan een eeuw geleden werd op Oesters Ostrea edulis gevist in de Noordzee, maar inmiddels is die soort daar vrijwel verdwenen. In de Zuiderzee werd gevist op Oesters Ostrea edulis, Mossels Mytilus edulis, Kokkels Cerastoderma edule en Alikruiken Littorina littorea (Smaal et al., 2009), maar na de aanleg van de Afsluitdijk verdween deze visserij. De Hollandse kustzone kent een opeenvolgende dominantie van verschillende soorten tweekleppigen. Dat blijkt onder andere uit massastrandingen (Oosterbaan, 1991). Zo spoelde de Grote strandschelp Mactra stultorum veel aan tussen 1930 en 1960. Tot en met de jaren ‘70 van de vorige eeuw was

Fig. 2.3. Otterschelp Lutraria sp. Jaarlijkse populatie-omvang (miljard exemplaren). Bron: IMARES, Goudswaard et al., 2012.

10

In 2004 is de mechanische kokkelvisserij in de Waddenzee uitgekocht en is het voedselreserveringsbeleid daar niet langer van toepassing. Nu worden kokkels er alleen nog handmatig bevist. Daar waar de dichtheden hoger zijn dan 50 kokkels per m2 mogen handkokkelvissers nog 2,5% van het bestand opvissen. In 2012 leverde de Waddenzee zo nog wel 892 ton kokkelvlees op (Vereniging van Handkokkelaars). Sinds 2012 beschikt de handkokkelvisserij over het MSC keurmerk. In de Oosterschelde is de voedselreservering afhankelijk van het aantal scholeksters. Ook in de Westerschelde en in de Voordelta wordt gevist op Kokkels (Van Zweeden et al., 2012).

Fig. 2.4. Buccinum undatum. Aanlanding Wulk uit de Nederlandse Waddenzee van 1912-1970. Bron: Cadée et al., 1995, data uit jaarlijkse visserijrapporten.

Wulkenvisserij Toen in het begin van de jaren ‘20 van de vorige eeuw de Platte oester uit de Waddenzee verdween, schakelden oestervissers over op de wulkenvisserij. Enkele jaren later werd een piekopbrengst van een half miljoen kilo per jaar bereikt maar daarna ging het snel bergafwaarts met de soort door een combinatie van overbevissing en beschadiging (figuur 2.4; Cadée et al., 1995). Dat de Wulk zich in de Waddenzee sindsdien niet meer heeft hersteld wordt geweten aan de gevoeligheid voor TBT (§ 8.6; De Vooijs & Van der Meer, 2010). Op de Noordzee is de Wulk nog algemeen op de Klaverbank en de Doggersbank.

Fig. 2.6. Cerastoderma edule. Kokkelvisserij in Waddenzee: geschat bestand in het najaar (schaal rechts) en opgevist vleesgewicht (schaal links). Sinds 2004 wordt alleen nog handmatig op Kokkels gevist Bron: data IMARES en Van Zweeden et al., 2012 en Vereniging van Handkokkelaars.

Mosselvisserij Voor de visserij op Mossels zie § 2.7.

Op de korte termijn kan de kokkelvisserij leiden tot slibverlies: de bodem wordt zandiger, maar dit effect hangt af van de samenstelling van het sediment. Op een getijdenplaat in de Oosterschelde kon geen verandering van de sedimentsamenstelling worden aangetoond (Wijnhoven et al, 2011). Door de wijze van visserij worden ook andere ondiep levende (schelp)dieren aan de kokkelbanken onttrokken of treedt sterfte op. Er zijn aanwijzingen dat borstelwormen zoals Veelkleurige zeeduizendpoot Nereis diversicolor en Wadpier Arenicola marina hiervan profiteren. Men spreekt daarbij wel van verworming (Kraan et al., 2004). Dit kan nadelig zijn voor de vestiging van allerlei schelpdieren. Of slibverlies ook op de lange termijn speelt is onduidelijk. Het slibgehalte is namelijk ook afhankelijk van stormen en allerlei waterstaatkundige ingrepen. Het opvissen van kokkelschelpen vermindert ook het oppervlak hard substraat en kan zo van invloed zijn op de broedval van de mossel.

Fig. 2.5. Sporen van mechanische kokkelvisserij op het wad bij Noordpolderzijl. In het midden een mosselbankje dat buiten de visserij had moeten blijven (vliegerfoto Jaap de Vlas).

Spisulavisserij Van 1995 tot 1998 is in de Voordelta en ter hoogte van de Maasvlakte op Spisula gevist. In deze periode werd jaarlijks tussen de 0,5 en 1,0 miljoen kg vlees gevangen, tijdens het piekjaar in 1996 zelfs 4,4 miljoen kg (Rijnsdorp et al., 2006). Daarna verdwenen de spisulabanken en is er niet meer op deze soort gevist. Ook noordelijker is op Spisula gevist, in het begin van de jaren negentig boven de Waddeneilanden, later voor de kust van Noord-Holland (Leopold et al., 1998; Craeymeersch et al., 2001).

Kokkelvisserij In het verleden werd met 22 schepen op Kokkels gevist, hoofdzakelijk in de Waddenzee, maar ook in Zeeland. Het kokkelbestand wordt jaarlijks geïnventariseerd en uitgedrukt in kilo’s kokkelvlees (figuur 2.6). In september 2012 was er 112.000 ton in de Nederlandse kustwateren aanwezig waarvan 95% in de Waddenzee (Van Zweeden et al., 2012). In de periode 19902002 bracht de Waddenzee jaarlijks ruim 4.000 ton schelpdiervlees op en de Oosterschelde 1.300 ton. Gemiddeld kwam dit neer op respectievelijk 11 en 22% van het bestand. Ten behoeve van voedselreservering voor vogels wordt de activiteit gereguleerd, afhankelijk van bestandsopnamen in het voorjaar. Deze regulering kon echter niet voorkomen dat in sommige jaren grote sterfte optrad onder schelpdieretende wadvogels door voedselgebrek (LNV, 2003).

Ensisvisserij In 2007 waren er in Nederland vier boten actief met mesheftvisserij, drie in de Voordelta en één bij de Waddenzee. Wel zijn er 8 vergunningen afgegeven zodat er in potentie nog groei in deze tak van visserij zit (Craeymeersch et al., 2007). Van 2001-

11

2003 werd in Nederland ongeveer 700 ton versgewicht aan mesheften aangevoerd. Dit komt overeen met ruim 20 miljoen individuen (Wijsman et al., 2006). Sinds 2012 beschikt de mesheftvisserij over het MSC keurmerk. Op grond een EUverordening (EG, 1998) is voor Ensis soorten een minimummaat gesteld van 100 mm.

verse breukvlakken. Vervolgens worden de Oesters al naar gelang de levensfase een of tweemaal per jaar verplaatst om ze optimaal te laten groeien in voedselrijke wateren met veel stroming. Anders dan vaak wordt gedacht werden al in 1883 oesters geimporteerd uit Frankrijk en Portugal en uitgezaaid op de banken bij Bruinisse, in de Grevelingen en op de Yersekebank. De Portugese = Japanse oester ‘Crassostrea angulata’ zaaide zich binnen enkele jaren uit buiten de kweekpercelen, maar vormde niet de massale oesterbanken zoals die nu in Nederland voorkomen. Ook in 1949 en in de jaren 1960 zijn dergelijke oesters uitgezaaid in de Zeeuwse wateren (Heerebout, 2012). De oestercultuur heeft met diverse tegenslagen te kampen gehad. In de strenge winter van 1962/1963 stierf een groot deel

Conclusie schelpdiervisserij Net als bij de sleepnetvisserij wordt ook hier het hele ecosysteem beïnvloed. Het aangetaste oppervlak is klein, maar de activiteiten concentreren zich wel in de kustwateren die vanwege hun relatief geringe oppervlak een grote ecologische waarde hebben. Uiteraard heeft de schelpdiervisserij een effect op de schelpdieren zelf: ze worden doelbewust aan het ecosysteem onttrokken. Daarbij liggen overbevissing en aantasting van schelpenbanken op de loer. Voor Spisula lijkt dit risico momenteel groter dan voor Ensis. Langs de Nederlandse kust is zowel in de tijd als ruimte een grote afwisseling van schelpdierbanken. De schelpdiervisserij schikt zich via regelgeving aan de al of niet natuurlijke fluctuaties.

2.5 Aasvisserij Fig. 2.7. Ostrea edulis en Crassostrea gigas. Aanlanding van Gewone en Japanse oester te Yerseke in tonnen (1000 kg) schelpdiervlees, 19522010. Bronnen: Smaal & Lucas (2000) en Productschap Vis.

Ten behoeve van de sportvisserij wordt in de getijdenzone gevist op wormen, met name op de Wadpier Arenicola marina en Zager Alitta virens. Er zijn drie mechanische pierenspitinstallaties actief, twee in de Waddenzee (met een uitsterfbeleid) en één in de Oosterschelde. Daarnaast wordt handmatig gespit. In de Oosterschelde mag dat alleen met een vergunning en in daartoe aangewezen gebieden. Het effect komt neer op het onttrekken van wormen die van belang zijn voor wadplaten omdat ze de bodem doorwoelen (bioturbatie). Zagers worden vooral gespit in de buurt van veenbanken, stenen en mosselbanken. Het zijn geduchte rovers; indien ze worden geoogst profiteren kleine schelpdieren daar mogelijk van. Door het omspitten van platen en slikken komen schelpdieren, die normaal ingegraven leven, tijdelijk beschikbaar voor vogels en krabben. Ook kunnen ze verstikken onder het omgespitte materiaal (Bijkerk, 1988).

2.6 Oestercultuur Al vóór het midden van de 19e eeuw werd er in Nederland oestercultuur bedreven: Texelse vissers deponeerden hun ondermaatse vangsten van de inheemse Oester Ostrea edulis op de Noorderwaard (nu polder het Noorden) om ze daar te laten opgroeien. Iedere visser had zijn eigen afgebakende perceel. In de Oosterschelde kwam de oestercultuur tot bloei nadat de Rijksoverheid in 1870 begon met het uitgeven van kweekpercelen en ook op de banken bij Bruinisse werden Oesters gekweekt. Ten behoeve van de kweek wordt de aanwezigheid van oesterlarven in het zeewater onderzocht. Op basis daarvan wordt tijdens de broedval in ondiepe wateren een optimale ondergrond verschaft: collecteurs. Vroeger waren dat gekalkte dakpannen, tegenwoordig worden schelpen aangeboden die resteren na de verwerking van mossels. De larven vestigen zich bij voorkeur op

12

van zowel de Platte als Portugese oesters (Heerebout, 2012). Ook door de dreigende afsluiting van de Oosterschelde gaf een deel van de oesterkwekers er de brui aan. Om een doorstart te maken kregen oesterkwekers toestemming oesters te importeren uit diverse Europese landen. De hoge dichtheden waarin oesters worden gecultiveerd maakt ze kwetsbaar voor parasieten. Met zaaigoed uit Frankrijk kwam in 1980 de eencellige parasiet Bonamia ostreae in de Oosterschelde terecht en in 1988 in het Grevelingenmeer (Engelsma et al., 2010; Van Banning, 1991; Smaal et al., 2009). Daar richtte deze parasiet grote schade aan. Om de oestercultuur te kunnen voortzetten werd verder geëxperimenteerd met vervangende soorten uit Portugal, Japan en de Verenigde Staten (Crassostrea virginacea; C. denticulata; C. gigas). De Japanse oester of Creuze C. gigas – aanvankelijk aangeduid als Portugese oester - bleek het in Zeeland het beste te doen en tegenwoordig wordt vooral deze soort gekweekt (figuur 2.7; Smaal et al., 2009). De soort was niet gevoelig voor Bonamia maar bleek wel een geduchte concurrent voor de Platte oester. In 2010 werd in Japanse oesters uit Zeeland het Ostreid herpesvirus (Os HV-1) aangetroffen. Dit virus vormt geen gevaar voor de volksgezondheid maar in potentie wel voor het oesterbestand. De oestersector is geconcentreerd in het Zeeuwse dorp Yerseke. Momenteel liggen 1500 ha kweekpercelen in de Oosterschelde en 550 ha in het Grevelingenmeer (Taal et al., 2010; Smaal & Lucas, 2000). In 2009 waren er in Nederland 19 schepen actief bij de oesterteelt. Soms worden ook mosselkotters ingezet (Taal et al., 2010).

De afgelopen jaren varieerde de aanvoer van de Japanse oester tussen de 20 en 32 miljoen stuks. Het Grevelingenmeer is de belangrijkste locatie voor de kweek van de Platte oester. Van deze oester, die per stuk veel meer opbrengt, wordt jaarlijks zo’n 1 miljoen stuks aangevoerd, maar soms ook wel eens bijna het dubbele of minder dan de helft daarvan (Taal et al., 2010). Een kwart van de oesters wordt in Nederland gegeten, de rest wordt geëxporteerd naar het buitenland, vooral naar België (Nederlands Visbureau, Oesterdossier). Na Frankrijk is Nederland binnen de EU het tweede exporterende land van oesters. De oestercultuur heeft grote gevolgen gehad voor de mariene natuur en het leefmilieu voor schelpdieren in Nederland. Er ontstaat een ondergrond waarop zich behalve de oesters zelf ook andere organismen van hard substraat kunnen vestigen. Anderzijds wordt de zeebodem weer verstoord door de het slepen van korren en door het opwoelen van sediment daalt ook het doorzicht. Voor het effect van schelpdiertransporten wordt verwezen naar hoofdstuk 9 – exoten.

Fig. 2.8. Mytilicola intestinalis. De Mosselparasiet, een roeipootkreeftje, waarvan de eizakjes zichtbaar zijn in de uitstroomopening van een Mossel Mytilus edulis in het Grevelingenmeer (foto: Marco Faasse).

2.7 Mosselcultuur

Nederlandse mosselsector streeft naar een jaarlijkse productie van 100 miljoen kg. Daarvoor is 65 miljoen kg mosselzaad nodig (Taal et al., 2010). Vóór 1990 werd jaarlijks 60 tot 150 miljoen kilo mosselzaad en halfwas Mossels (1-2 jaar oud) uit het sublitoraal van de Waddenzee gevist en daarnaast nog eens 10-20 miljoen kilo van de platen. Door een combinatie van visserij, slechte zaadval en mogelijk ook weersinvloeden (stormen) waren er tussen 1990 en 1994 in de Waddenzee praktisch geen wilde mosselbanken meer. Daarna trad een geleidelijk herstel op tot 20 km2 in 2007 (Dankers et al., 2003; 2004; Meesters et al., 2009). De laatste jaren brengt de mosselkweek onvoldoende op en worden relatief veel mossels uit het buitenland gehaald.

Traditionele bodemkweek Visserij op wilde mossels vindt al sinds mensenheugenis plaats. In de negentiende eeuw deed de mosselcultuur zijn intrede in de Zeeuwse delta. Halverwege de vorige eeuw veroorzaakte een roeipootkreeftje, de Mosselparasiet Mytilicola intestinalis (figuur 2.8) daar veel schade en startte ook mosselkweek in de Waddenzee. Hoewel de Waddenzee in potentie veel meer opbrengt dan de Oosterschelde zijn de milieufluctuaties en daarmee de kweekrisico’s er ook groter en biedt het beschutte milieu achter de kering van de Oosterschelde betere mogelijkheden. In Nederland zijn momenteel 56 schepen betrokken bij de mosselcultuur (figuur 2.9, 2.10; Taal et al., 2010). Zij vissen ‘mosselzaad’ (mosseltjes tot 1 jaar oud) op van wilde banken in de Waddenzee en kweken ze verder op op percelen in de Waddenzee (35,6 km2) en in de Delta (20,4 km2) (Smaal & Lucas, 2000). De

MZI’s De schelpdiervisserij in de Waddenzee veroorzaakte onder andere sterfte van Eidereenden en een afnemend areaal mosselbanken. Na een periode van conflicten en rechtszaken is in

Fig. 2.9. Aanlanding van Mossel Mytilus edulis in ton (1.000 kilo) versgewicht. Bronnen: 1936-1983 Smaal & Lucas (2000); 1984-2011 data Mosselkantoor.

13

Fig. 2.10. Een mosselvisser uit Bruinisse in de Waddenzee met een lading mosselen. Onder de laadbomen zijn de mosselkorren zichtbaar (foto: Sytske Dijksen).

2008 een convenant gesloten tussen de mosselsector, milieuorganisaties en de overheid. Besloten werd de mosselvisserij te verduurzamen en de mosselzaadvisserij geleidelijk te vervangen door mosselzaadinvanginstallaties (MZI's), touwconstructies die in het water hangen. De jonge mosseltjes hechten zich er spontaan op vast en kunnen geoogst worden zonder bodemschade. Praktijkproeven met MZI's zijn gedaan in Waddenzee, Oosterschelde, Grevelingen, Veerse Meer, Voordelta en Noordzee en leverden in 2007 meer dan 2 miljoen kg mosselzaad op. De ecologische effecten zijn gemodelleerd en geëvalueerd (Scholten et al., 2007; De Mesel et al., 2009; Kamermans & de Mesel, 2010). Rond MZI’s werd in de bodem geen verhoging van organisch materiaal gevonden, maar onder de MZI’s verschenen wel relatief veel wormen en daalde de biodiversiteit (Scholten et al., 2007). In het kader van de opschaling van MZI’s is besloten dat er tot en met 2013 in de Waddenzee negen locaties met een gezamenlijk oppervlak van 500 ha beschikbaar worden gesteld, in de Oosterschelde vier locaties met totaal 200 ha en in de Voordelta een locatie van maximaal 30 ha (Taal et al., 2010). De kweek van de geoogste mosseltjes verloopt verder zoals bij de traditionele bodemcultuur.

mossels in de Oosterschelde afgegeven. Deze beslaan bij elkaar ongeveer 150 ha, waarvan een aanzienlijk deel in havens (Kamermans et al., 2002). De opbrengst bedraagt 1% van de totale mosseloogst (Smaal & Lucas, 2000). Bij Neeltje Jans, het werkeiland van de Oosterscheldekering, is er ook een hangculture aan de Noordzeezijde. Bij hangcultures wordt mosselzaad verzameld in kousvormige netten (sokken), de mossels groeien terplekke uit. Ze hoeven niet verwaterd te worden en hebben een relatief hoog vleesgewicht. Met name als er weinig stroming is bestaat er risico dat faeces en pseudofaeces op de bodem onder de hangcultures accumuleren. Dit kan tot anaerobe situaties leiden. Sportduikers melden soms inderdaad wel zuurstofloze bodems onder hangcultures in de Oosterschelde.

2.8 Overige gecultiveerde schelpdiersoorten In de Oosterschelde wordt soms getracht andere schelpdiersoorten te kweken of te verhandelen bijvoorbeeld Noordkromp Arctica islandica, Gewone marmerschelp Glycymeris glycymeris en Filippijnse tapijtschelp Venerupis philippinarum (figuur 9.1). Soms ontsnappen dergelijke soorten uit kweekbakken en belanden in het wild in de Oosterschelde (hoofdstuk 9).

Hangcultures Sinds 1985 zijn er negen vergunningen voor hangcultures van

14

3

Scheepvaart

Via de transportbehoefte maakt scheepvaart onderdeel uit van veel menselijke activiteiten op zee, bijvoorbeeld defensie en recreatie (figuur 1). Langs de Nederlandse kust en door diverse zeearmen lopen drukke scheepvaartroutes en de verschillende wateren bieden plaats aan allerlei scheepvaart, van surfboards tot mammoettankers. Scheepvaart heeft verschillende effecten op schelpdieren.

3.1 Bodemschade Met name in ankergebieden ontstaat bodemschade door ankers en ankerkettingen. Ankers worden dieper door de bodem getrokken dan bijvoorbeeld een boomkor maar effecten zijn meer lokaal. Bij juiste ankering lopen vele meters ketting over de bodem. Als gevolg van wind en getij draaien geankerde schepen en verstoren de kettingen zo tot 360° rond de ankers. Rond boeien voor vaarwegmarkering, waaraan kettingen met een lengte van driemaal de diepte, ontstaat vergelijkbare schade. Sommige vaarwegen zijn qua diepte nauwelijks toereikend. Dat blijkt bijvoorbeeld bij de Westerschelde, waar de haven van Antwerpen voor bepaalde schepen alleen maar bereikbaar is bij hoog water. Het komt dan ook voor dat schepen met hun kiel of zwaard door de bodem ploegen. Ook kan de bodem worden opgewerveld door de turbulentie van scheepsschroeven. Het effect daarvan zal vergelijkbaar zijn met dat van de bodemvisserij (hoofdstuk 2), maar beperkt zich voornamelijk tot scheepvaartroutes. Als schepen in contact komen met de bodem leidt dat tot verhoogde scheepvaartrisico’s en hogere brandstofkosten. Daarom wordt er gebaggerd (§ 7.2). Zelfs surfers kunnen effecten hebben op schelpdieren; om te voorkomen dat zij hun voeten openhalen worden in Zeeland Japanse oesters Crassostrea gigas weggevist in de buurt van surfstrandjes.

3.2 Verontreiniging Via lozingen komen allerlei verontreinigingen van schepen in

zee. Dat kan expres gebeuren zoals bij het overboord zetten van scheepsafval of restanten van het schoonmaken van tanks. Het MARPOL verdrag geeft aan op welke afstand van de kust welk type scheepsafval mag worden geloosd. De Noordzee is een special area. Dit houdt dat naast schoonmaakwater alleen etensresten mogen worden geloosd en dan nog alleen buiten de twaalfmijlszone. Onbedoeld kunnen ook scheepsladingen zoals containers in zee terecht komen. Scheepsrampen en de daarmee gepaarde olieverontreiniging (§ 8.3) vallen ook in deze categorie. Voorts levert de scheepvaart via de lucht een bijdrage aan verontreiniging, zeker omdat vaak gebruik wordt gemaakt van zware stookolie als brandstof. Een ander chemisch effect van schepen is het vrijkomen in zee van antifoulings zoals TBT (§ 8.6). Ook veroorzaken schepen biologische verontreiniging: via ballastwater en aangroei van scheepswanden komen gebiedsvreemde soorten in ons land terecht (hoofdstuk 9).

3.3 Onderwatergeluid en -trillingen Scheepvaart gaat gepaard met onderwatergeluid en -trillingen. Van meer incidentele aard zijn meer extreme drukgolven die het gevolg zijn van heien, seismische exploraties en het dumpen en laten ontploffen van oude munitie door de marine. Voor dat laatste zijn speciale gebieden in de Noordzee aangewezen. Onderzoek naar de effecten hiervan staat nog in de kinderschoenen en de meeste aandacht gaat daarbij uit naar effecten op vissen en zeezoogdieren. De kokkel Cerastoderma edule sluit haar schelp als gevolg van trillingen (Kastelein 2008; 2009). Daarmee valt uiteraard de voedselvoorziening stil. Of larven van schelpdieren gevoelig zijn voor geluid en trillingen wordt betwijfeld, maar het is eigenlijk ook nooit goed onderzocht. Dijkgraaf (1963) toonde al aan dat de Zeekat Sepia officinalis gevoelig is voor trillingen van 150 Hz. Recent is meer bekend geworden over de gevoeligheid van inktvissen voor trillingen, onder andere omdat reuzeninktvissen aanspoelden na seis-

Fig. 3.1. Scheepvaartverkeer voor de haven van Rotterdam (foto: Sylvia van Leeuwen).

15

mische exploraties (Guerra et al., 2004). Loligo pealeii, een verwant van onze pijlinktvissen, gebruikt haar statocysten (evenwichtsorgaan) ook om te horen en is gevoelig voor trillingen van 30-500 Hz (Mooney et al., 2010). Trillingen van 50-400 Hz bleken beschadigingen te veroorzaken van het epitheel van de statocysten van vier soorten inktvissen, waaronder onze Zeekat Sepia officinalis en Gewone pijlinktvis Loligo vulgaris (André et al., 2011). Uitschakeling van statocysten is waarschijnlijk fataal voor de oriëntatie van inktvissen.

Dodemansduim Alcyonium digitatum. Dat oogt uitbundiger dan de omringende zandbodem, die wordt gedomineerd door ingegraven soorten (infauna). Het boek ‘wrakken, schatkamers van de Noordzee’ (Stiefelhagen et al., 2010) gaat niet in op schelpdieren, maar biedt wel een goed beeld van het leven in en op wrakken.

3.4 Wrakken In de Noordzee zijn in de loop der tijd duizenden schepen vergaan en als wrak op de Noordzeebodem beland. Sommige wrakken zijn (deels) geborgen, andere zijn onder het zand verdwenen, weggerot of -geroest. Hoeveel wrakken er in de Noordzee liggen is niet goed bekend. Het wrakkenregister van de Hydrografische dienst telt zo’n 9000 ‘records’, maar dit getal bevat dubbeltellingen en objecten die inmiddels gelicht zijn. Ook losse ankers en andere scheepsonderdelen gaan door voor record. Waarschijnlijk staan minder dan 1000 records voor grotere objecten als wrakken (Van der Weide, 2008). Om koperen en bronzen objecten te bergen zijn veel wrakken gesloopt. Er ontstaat een toenemende zorg in de maatschappij om de laatste scheepswrakken in de Noordzee een beschermde status te geven, maar vooralsnog ontbreekt daarvoor een wettelijke basis (Lengkeek et al., 2011). Hoewel wrakken slechts een zeer klein deel van het Noordzeeoppervlak innemen, bieden zij plaats aan een breed scala aan organismen dat niet voorkomt op zandbodems (figuur 3.2). Als zodanig zijn wrakken van belang voor de biodiversiteit. Wrakken zijn vaak begroeid met allerlei soorten die karakteristiek zijn voor een harde ondergrond zoals de Zeeanjelier Metridium senile en

Fig. 3.2. Op scheepswrakken leven soorten die niet voorkomen op zandbodems (foto: Cor Kuyvenhoven).

16

Fig. 3.3. De Ruwe zeerasp Hydractinia echinata op het wrak van de Inger Nielsen op de Doggersbank wordt volledig weggegeten door tientallen Zeerasp-knotsslakken Cuthona nana. Rechtsonder laten ze een spoor van eisnoeren achter (foto: Niels Schrieken).

Op wrakken groeien maar weinig soorten schelpdieren, maar wrakken hebben ook voor deze diergroep hun waarde. Houten wrakken bieden tijdelijk plaats aan paalwormen of andere borende tweekleppigen. Veel soorten hydropoliepen die op de wrakken groeien, zoals Ruwe zeerasp Hydractinia echinata en Gorgelpijppoliep Ectopleura larynx, fungeren als voedsel voor gespecialiseerde naaktslakken (figuur 3.3). Ook huisjesslakken kunnen afhankelijk zijn van soorten die op wrakken groeien zoals de Bruine sponshoren Cerithiopsis tubercularis op sponzen, de ‘Gestreepte pegelhoren’ Simnia patula op Dodemansduim en koffieboontjes Trivia spp. op kolonievormende zakpijpen. Op wrakken leven ook tweekleppigen die voor hun aanhechting afhankelijk zijn van hard substraat, zoals Mossel Mytilus edulis, Wijde mantel Aequipecten opercularis en Schilferige dekschelp Heteranomia squamula (Van Moorsel et al., 1991; Zintzen & Massin, 2010). Mossels vallen overigens meestal snel ten prooi aan zeesterren. Ook worden wrakken tijdelijk gebruikt voor het afzetten van eieren, zoals door de Wulk Buccinum undatum en pijlinktvissen Loligo vulgaris en L. subulata. Omdat de Noordzee grotendeels bestaat uit zachte bodems, fungeren wrakken als stepping stones voor de verspreiding van organismen van hard substraat tussen de fauna van bijvoorbeeld Bretagne, Helgoland en Noorwegen. Voor andere objecten in de Noordzee zie ook hoofdstuk 4 en 5.

4

Waterbouwkundige werken

De strijd van de mens tegen het water duurt al sinds mensenheugenis. Als bescherming tegen het water bouwde men terpen en dijken, de eerste terpen al omstreeks 500 BC. Uit het gebruik van het woord dijk in plaatsnamen vermoeden we dat de eerste dijken in Zeeland uit de elfde eeuw stammen (Duursma et al., 1982). In de loop der tijd werd de kustverdediging steeds grootschaliger aangepakt, vaak als reactie op watersnoodrampen. Zo voerde men de Zuiderzeewerken versneld uit na de ramp van 1916. Evenzo vormde de stormvloed van 1953 de aanleiding om het proces van kustlijnverkorting voortvarend uit te voeren (Flameling, 2003). Dijken, dammen, spuien en andere infrastructurele werken, zoals we die tegenwoordig kennen, zijn echter niet alleen aangelegd om het gevaar van overstromingen te beteugelen, ook voor landaanwinning.

Al deze waterbouwkundige werken hebben grote invloed gehad op de mariene en estuariene ecosystemen en daarmee op de schelpdieren die daar leven. Complete ecosysteemveranderingen In sommige wateren is een volledige ecosysteemverandering opgetreden (zie tabel 4.1): de Zuiderzee, de Lauwerszee, een deel van het Brielse Gat, het Haringvliet, het Krammer-Volkerak en het Zoommeer werden zoet. Door afdamming veranderden andere zeearmen in brakke tot zoute meren zonder noemenswaardig getij: het Grevelingenmeer, Veerse en Oostvoornse Meer (figuur 4.2). Deze gebieden kenden vroeger een estuarien milieu met een natuurlijke getijslag en geleidelijke overgangen van zout naar brak water. Ook de Oosterschelde stond op de nominatie om te worden afgesloten, maar door de gewijzigde tijdgeest werd het uiteindelijk een doorlaatbare en afsluitbare kering (figuur 4.1). Complete ecosysteemveranderingen traden ook op door inpoldering en landaanwinning (recent de 1e en 2e Maasvlakte). De kust langs de Waddenzee en de Zeeuwse delta kende vroeger een grote dynamiek van eilanden, kwelders, platen en geulen die regelmatig door de zee overstroomd werden en van ligging veranderden. Ze functioneerden zo als één ecologisch geheel. Door de aanleg van dijken is de natuurlijke dynamiek verdwenen en zijn veel binnendijkse wateren in de kustprovincies verzoet. De resterende binnendijkse brakke wateren zijn geïsoleerde gebieden geworden, waar genetische uitwisseling met populaties in andere brakwatergebieden vrijwel ontbreekt. Alleen in Zeeland en op Texel zijn nog binnendijkse brakwatergebieden met een goed ontwikkelde schelpdierfauna aanwezig.

Fig. 4.1. De Oosterscheldekering kan bij een stormvloed worden gesloten (foto: Godfried van Moorsel).

Tabel 4.1: Waterbouwkundige werken in Nederland sinds 1867 die het karakter van mariene en brakke wateren hebben beïnvloed. Jaartallen duiden op de voltooiing van de betreffende ‘kunstwerken’, zoals ze in waterstaatkundige kringen worden betiteld. Kleine inpolderingen worden niet vermeld. Verandering en locatie

Jaar en resultaat

Afsluiting Schelde van de Oosterschelde

1867 Kreekrakdam

Nieuwe Waterweg

1872 minder Rijnwater naar het Deltagebied

Noordzeekanaal

1876 het ontstaan van een brakwaterkanaal

Verbinding St Philipsland – Noord-Brabant.

1884 Slaakdam

Zuiderzee  Amstelmeer

1925 (& 1930) Amsteldiepdijk naar Wieringen

Zuiderzee  Wieringermeer

1930 Inpoldering

Zuiderzee  IJsselmeer

1932 Afsluitdijk met spuisluizen

Lauwerszee  Lauwersmeer

1969 Afsluitdijk en sluizencomplex Lauwersoog

Eems  Eemshaven

1973 Eemshaven

Hollandse IJssel

1958 Stormvloedkering

Brielse Gat  Brielse Maas & Brielse Meer

1950 Brielsemaasdam & Botlekdam

Brielse Gat  Oostvoornsemeer

1966 Brielsegatdam

Veerse Gat/Zandkreek  Veerse Meer

1960 Zandkreekdam -1961 Veerse Gatdam

Haringvliet - Hollands Diep - Biesbosch

1968 Haringvliet’dam’ met spuicomplex

Grevelingen  Grevelingenmeer

1965 Grevelingendam - 1971 Brouwersdam

Oosterschelde

1986 Oosterscheldekering

Oosterschelde  Krammer Volkerak (zoet)

1965 Grevelingendam - 1969 Volkerakdam - 1987 Philipsdam

Oosterschelde  Zoommeer (zoet)

1987 Oesterdam

Noordzee  Maasvlakte

1973

Noordzee  Maasvlakte 2

2013

17

af en de overgang tussen zoet en zout wordt steeds minder geleidelijk. Het oppervlak aan min of meer stabiele brakke wateren is in de loop der tijd steeds verder afgenomen Kuijper 2000). Tot 1932 was er de Zuiderzee. Het Veerse Meer en het Grevelingenmeer boden tijdelijk plaats aan levensgemeenschappen van brak water zoals zeegrasvelden, maar die zijn door stijgende zoutgehaltes weer verdwenen. Hoewel brakke wateren minder soortenrijk zijn dan in mariene gebieden (figuur 4.3) leeft er wel een aantal karakteristieke soorten. Voorbeelden zijn de Brakwaterknotsslak Tenellia adspersa, Brakwaterhoren Ecrobia ventrosa, Basters drijfhoren Heleobia stagnorum, Brakwaterkokkel Cerastoderma glaucum en de Brakwatermossel Mytilopsis leucopheata. Momenteel is het Noordzeekanaal nog een van de weinige resterende brakwatergebieden van formaat. Er is een duidelijke gelaagdheid met een zoetwaterfauna aan het oppervlak en een bijna mariene fauna op de bodem. Kuijper (2000) geeft een overzicht van brakwatergebieden en de daar levende schelpdieren.

Fig. 4.2. De Zuid-Hollandse en Zeeuwse Delta met de belangrijkste waterwerken van na de watersnoodramp van 1953.

Gedeeltelijke ecosysteemveranderingen

Door de aanleg van dijken is ook het areaal buitendijkse schorren en kwelders afgenomen. Bij de Westerschelde wordt de erosie van schorren en platen nog verergerd door de verdieping van de vaargeul. Net als voor brakwatergebieden geldt dat de schelpdierfauna op schorren en kwelders niet erg soortenrijk is, maar wel sterk gespecialiseerd. Kenmerkende soorten zijn bijvoorbeeld Kwelderslak Alderia modesta, Schorrenslak Limapontia depressa en het Muizenoortje Myosotella myosotis.

De waterbouwkundige werken hebben ook invloed op de resterende gebieden die nog wel in open verbinding met de Noordzee staan. De infrastructurele werken leidden tot veranderingen in zoutgehaltes, het stromingsregime en getijdenwerking. Het kan tientallen jaren duren voor er na grote waterstaatkundige werken weer een nieuw evenwicht ontstaat. De Afsluitdijk leidde bijvoorbeeld tot een vergroting van het getijverschil in de Waddenzee en het systeem van platen en geulen past zich tot op de dag van vandaag nog steeds aan.

Spuien Waar de geleidelijke overgang van zoet naar zout is verdwenen, wordt overtollig zoet water via de spuisluizen in zee geloosd. Vooral na regenrijke periodes worden grote hoeveelheden zoet water in korte tijd gespuid, zoals bij Lauwersoog, de Afsluitdijk (spuien bij Den Oever en Kornwerderzand), IJmuiden (spui Noordzeekanaal), Katwijk en het Haringvliet. Dat leidt dan tot een drastische verlaging van het zoutgehalte. Sommige schelpdieren zijn hiertegen bestand door het sluiten van hun schelpen, maar als de verlaging van de saliniteit langer aanhoudt kan vooral ondiep grootschalige sterfte optreden zoals bij kokkels in de monding van het Haringvliet.

Afname estuariene milieus en brakwatergebied De vele waterbouwkundige werken hebben geleid tot coastal squeeze: het kustmilieu is als het ware in de klem gekomen tussen de stijgende zee en de harde dijken (Wolff, 1996; Janssen, 2008), de beschikbare ruimte voor estuariene milieus neemt

Zandhonger in de Oosterschelde De infrastructurele werken resulteren soms in onvoorziene en ongewenste effecten. Na de aanleg van de stormvloedkering waren de geulen van de Oosterschelde te groot voor de wateruitwisseling en bezonk hier sediment. Dit proces staat bekend als zandhonger. Door het kleinere getijdenverschil eroderen bovendien de randen van schorren en getijdenplaten zodat het oppervlak daarvan afneemt (zie ook de atlas hoofdstuk 3). Zuurstofloosheid Omdat zout water zwaarder is dan brak water, heeft zeewater dat via doorlaatmiddelen wordt binnengelaten de neiging om onder het oppervlaktewater te stromen en wordt daarvan geïsoleerd. Onder de spronglaag ontstaat dan het risico van zuurstof

Fig. 4.3. Curve van Remane. Deze laat zien hoe de biodiversiteit een dieptepunt bereikt in brakke wateren. Tussen een saliniteit van 5 en 10‰ vinden we relatief veel brakwatersoorten, bij een hoger zoutgehalte neemt het aantal mariene soorten snel toe. Naar Remane (1934).

18

prima milieu voor de paalworm (Paalvast & van de Velde, 2011, hoofdstuk 9). Vanaf 1830 begon men bij de bouw van dijken steeds vaker steen toe te passen (De Groot, 1982). Eerst was dat in Zeeland voornamelijk kalksteen, zoals de lichtgekleurde Vilvoortse en donkere Doornikse steen. Vanwege de poreuze aard blijft deze kalksteen in de getijdenzone lang vochtig en levert daardoor een rijke begroeiing op. Ook biedt deze steensoort mogelijkheden voor soorten die in kalk kunnen boren. Halverwege de negentiende eeuw kwamen de bekende basaltzuiltjes in zwang. In de spleten tussen deze zuiltjes blijft na het droogvallen hier en daar water staan, zodat ook hier milieus voor schelpdieren ontstaan. Tegenwoordig worden in de getijdenzone beter aansluitende betontegels toegepast. De voor organismen zo aantrekkelijke gaten en spleten worden helaas steeds vaker volgestort met gietasfalt. Door deze ontwikkelingen zijn er in de loop der tijd steeds minder mogelijkheden voor een uitgebreide zonering van wieren, met uiteraard gevolgen voor de bijpassende schelpdieren zoals Alikruiken Littorina en Schaalhorens Patella. Op de teen van de dijk worden grote breukstenen toegepast. Deze zogenaamde kreukelberm valt maar kort droog en vormt het leefmilieu voor de Purperslak Nucella lapillus. Sublitoraal werden dijken tot voor kort versterkt met zinkstukken: grote ‘matten’ van gevlochten wilgentenen verzwaard met grote stenen (Wolff & Post, 1979). Door hun massa vormen dergelijke stenen een stabiele ondergrond en een afwisselend milieu. Sommige soorten prefereren de bovenkant van stenen, andere de zij- of onderkant en tussen de stenen ontstaan holtes en spleten. Recent worden in Zeeland staalslakken toegepast, een afvalproduct van de hoogovens. Deze zijn relatief zwaar, maar wel veel kleiner dan de vroeger toegepaste stenen en bieden daardoor een veel kleinere range aan milieus. In zoet water hebben de giftige stoffen die uit de staalslakken vrijkomen tot sterfte van het waterleven geleid. Of dit effect ook in grote zoute wateren met meer stroming optreedt is niet bekend. Om toch wat meer habitatvariatie te verschaffen worden de staalslakken soms afgedekt met breukstenen, zoals bij de Zeelandbrug.

Fig. 4.4. Zwavelbacteriën (Beggiatoa) op een zuurstofloze bodem van het Grevelingenmeer (foto: Godfried van Moorsel).

loosheid en sterfte van organismen zoals schelpdieren. Hierdoor neemt de zuurstofvraag alleen maar toe en uiteindelijk gedijen alleen nog zwavelbacteriën. Het meest duidelijke voorbeeld is het Grevelingenmeer (figuur 4.4). Hard substraat Bij de aanleg van dijken, sluizen, dammen en bruggen worden harde structuren geïntroduceerd, wel betiteld als kunstmatige rotskust. Ze fungeren als ondergrond voor andere levensgemeenschappen dan in door zand en slib gedomineerde milieus. Dat wil echter niet zeggen dat soorten die hier groeien er niet thuis horen. Een deel van de soorten wordt ook aangetroffen op een meer natuurlijke ondergrond zoals oester- en veenbanken. Aanvankelijk werd bij kustbescherming vooral hout toegepast, bijvoorbeeld in paalhoofden en sluisdeuren. Dit bleek echter een

Fig. 4.5. De dijk bij Plompe Toren met op de achtergrond de Oosterscheldekering (foto: Godfried van Moorsel).

19

20

5

Winning van olie en gas, windparken

Platforms en pijpleidingen voor de winning van olie en gas en windturbines voor de exploitatie van windenergie op de Noordzee bieden ook een geschikte ondergrond voor organismen van hard substraat. Als zodanig komen de effecten overeen met die van scheepswrakken (§ 3.4). Sublitoraal is er rond de funderingen een zone met stenen om uitschuren van zand tegen te gaan. Elektriciteitskabels voor windparken worden ingegraven en zullen alleen van invloed zijn op schelpdieren tijdens de aanleg (§ 7.2 - baggeren).

nes, tezamen met het Muiltje Crepidula fornicata. Voor windenergie op zee zijn grote ambities uitgesproken. In het Integraal Beheerplan Noordzee 2015 (IDON, 2005) en het Nationaal Waterplan (VenW et al., 2009) wordt rekening gehouden met een vermogen van 6 GW in 2020, maar anno 2013 staan er in het Nederlandse deel van de Noordzee nog maar twee windparken met in totaal 228 MW vermogen. Er bestaan concrete plannen voor nog eens drie parken, twee ten noorden van Schiermonnikoog en een ter hoogte van Zandvoort. Daarmee zou het totaal op bijna 1 GW komen (tabel 5.1).

In tegenstelling tot wrakken steken platforms en windturbines door het wateroppervlak heen, zodat ook een getijdenzone beschikbaar is. Daar ontstaat een zone met algen en mossels (Mytilus edulis). Deze zone kan meer dan een halve meter dik worden en tot een diepte van 10-15 m reiken (Van Moorsel et al., 1991; Bouma & Lengkeek, 2009). Omdat dit de stabiliteit van de funderingen beïnvloedt, wordt deze aangroei geregeld afgespoten. Zou dit niet gebeuren dan laten de zware mosselpakketten uiteindelijk ook los en belanden op de zeebodem. Dicht bij de bodem groeien nauwelijks mossels omdat ze ten prooi vallen aan Zeesterren Asterias rubens. Golfwerking en neteldieren zoals Zeeanjelieren Metridium senile voorkómen dat Zeesterren de Mossels in de getijdenzone kunnen bereiken. Op de funderingen van het Offshore windpark Egmond aan Zee (OWEZ) waren naast de Mossel, de Kleine vlokslak Aeolidiella glauca en de Japanse oester Crassostrea gigas de enige andere schelpdieren. C. gigas was ook aanwezig op de stenen rond de turbi-

De regelgeving van de IMO (International Maritime Organisation) en OSPAR komt er voor het Nederlandse deel van de Noordzee op neer dat platforms en funderingen (jackets) na gebruik geheel verwijderd moeten worden. Een ander effect van windturbineparken en platforms is dat er tot op 500 m afstand niet gevist mag worden. Met name in windparken blijven effecten van de visserij (hoofdstuk 2) daardoor uit. Gaswinning kan leiden tot bodemdaling. Indien dat niet wordt gecompenseerd door aanslibbing kan dit ten koste gaan van dieren uit de getijdenzone. Bij het boren op zee wordt boorspoeling gebruikt en bij calamiteiten kunnen grote hoeveelheden olie of gas in het zeemilieu komen (hoofdstuk 8). Tijdens de bouw van platforms en windturbines kan worden geheid. Voor de effecten van trillingen en onderwatergeluid zie § 3.3.

Tabel 5.1. bestaande en geplande windparken in het Nederlandse deel van de Noordzee naam

Oorspronkelijke naam

Aantal turbines

Vermogen per turbine

Vermogen windpark

Operationeel

OWEZ Offshore Windpark Egmond aan Zee

NSW Nearshore windpark

36

3 MW

108 MW

2007

Prinses Amalia

Q7

60

2 MW

120 MW

2007

Gemini I

Bard-Nederland/Zee-energie

60

5 MW

300 MW

>2014

Gemini II

Bard-Nederland/Buitengaats

60

5 MW

300 MW

>2014

Luchterduinen

Q10

43

3 MW & 2x5 MW

133 MW

>2014

21

22

6

Winning van zand, grind en schelpen Zandwinlocaties

Deze paragraaf behandelt de winning van de bodemdelfstoffen zand, grind en schelpen. Het verwijderen van slib komt aan de orde in § 7.2 - baggeren.

Vroeger werd zand wel gewonnen door het zuigen van diepe putten. Zand voor de eerste Maasvlakte kwam uit het afgedamde Brielse Gat, zo ontstond het Oostvoornse Meer. Ook in de Waddenzee waren zandputten aanwezig (Van der Veer et al., 1985). Een deel van de huidige zandwinning vindt plaats bij het op diepte houden van vaarwegen zoals de Euro- en IJgeul, maar het meeste zeezand is afkomstig uit zandwingebieden. Om transportkosten laag te houden wint men het zand het liefst zo dicht mogelijk bij de kust, binnen de twaalfmijlszone. Uiteraard is het onwenselijk dat daardoor het kustprofiel te steil wordt en de veiligheid in het geding komt. Zandwinning wordt dan ook niet vergund binnen de doorgaande dieptelijn van -20 m NAP, de ondiepe zone met veel natuurlijk zandtransport. Grootschalige winningen houden bovendien nog een marge aan van 2 km buiten de doorgaande 20 m dieptelijn. Ook in de Waddenzee, die sediment uitwisselt met de kustzone, is zandwinning, behoudens voor het op diepte houden van vaargeulen, sinds 1999 niet meer toegestaan. Lange tijd is het beleid geweest om tot een maximale diepte van 2 m onder de zeebodem te ontgronden. Nu worden grotere diepten toegestaan als uit het milieueffectrapport blijkt dat dat gunstiger is. Meestal is dat zo, omdat bij een grotere windiepte een geringer deel van de zeebodem verstoord wordt. De zandwinput voor de 2e Maasvlakte heeft zelfs een diepte van 20 meter. Op de Klaverbank (§ 6.2) wordt het relatief grove metselzand gevonden maar het wordt niet geëxploiteerd. Het is ook aanwezig in de diepere zandlagen dichter bij de kust.

6.1 Zandwinning We spreken van zand indien de korrelgrootte van het sediment ligt tussen 63 µm en 2 mm. Zandwinning in zee wordt meestal uitgedrukt in miljoenen kubieke meters. Één miljoen m 3 komt overeen met een kubus met een ribbe van 100 m, genoeg voor een file van 100.000 grote kiepauto’s. Om gewonnen zand uit te drukken in gewicht (ton) kan het volume in m3 worden vermenigvuldigd met een factor van circa 1,45. Nederland wint veel zand uit zee, meer dan alle andere WestEuropese landen bij elkaar. Jaarlijks wordt er zo’n 26 miljoen m 3 zand in het Nederlandse deel van de Noordzee gewonnen (ICES WGEXT 2011). De helft hiervan wordt gebruikt op land zoals voor ophoog- en metselzand en wordt definitief aan het zeemilieu onttrokken. De andere helft is voor kustsuppleties (§ 7.1) en blijft in beginsel voor het zeemilieu behouden. Voor de ‘Zandmotor’ voor de Delflandse kust was circa 21,5 miljoen m3 zand nodig, maar het idee is dat daarmee wordt bespaard op toekomstige suppleties. Ook is er nog zandwinning voor incidentele projecten. Zo was er voor de aanleg van de 2e Maasvlakte ca. 200 miljoen m3 zeezand nodig - ruim 15 maal de jaarlijkse behoefte aan ophoogzand. Mocht de Westerschelde Container Terminal (WCT) er komen dan vraagt dat nog eens 20 miljoen m3 zand. Bij zandwinningen van minstens 5 km2 of 10 miljoen m3 dient een milieueffectrapport te worden opgesteld.

Effecten Door zandwinning worden vrijwel alle schelpdieren en andere bodembewoners opgezogen en met het zand afgevoerd. Indien in dunne lagen wordt gezogen zouden diepgravende Zwaardscheden Ensis spp. in beginsel kunnen overleven. Met name bij schelpdierbanken betekent zandwinning een groot verlies aan biomassa. Slechts een klein deel van de schelpdieren zal met de ‘overflow’ weer terug kunnen keren naar de zeebodem en overleven.

Techniek Zandwinning vindt tegenwoordig meestal plaats met sleephopperzuigers. Zij zuigen via een sleepkop en buis zand en water van de bodem en slaan het mengsel op in een voorraadbak (de hopper of beun). Afhankelijk van de mogelijke diepgang en het type werkzaamheden worden sleephopperzuigers ingezet met een beunvolume van 2.000 tot 15.000 m3 (Van Duin et al., 2007). De laagdikte die in één keer wordt verwijderd loopt op tot 0,5 m en is afhankelijk van het type sleepkop en de vaarsnelheid. Het relatief zware zand bezinkt in de hopper en het water stroomt via overvloeipijpen door de bodem van het schip terug in zee. Afhankelijk van de samenstelling van het zand en de vulling van de bak belandt daarbij zo’n 5 tot 20% van het sediment weer terug in zee. Is de beun vol, dan vaart de hopperzuiger naar de bestemming. Bij kustsuppleties (§ 7.1) wordt het opgezogen zand ook wel direct via een persleiding afgevoerd zodat er op de winplaats geen overflow is.

Tijdens de winning komt via de overflow slib in de waterkolom. Afhankelijk van de heersende stroming ondervinden met name tweekleppigen daarvan problemen met hun kieuwen en filtratiemechanismen. Ook leidt vertroebeling tot een vermindering van de primaire productie en dus minder voedsel voor schelpdieren. Door zandwinning kan de zeebodem gedurende langere tijd veranderen. Afhankelijk van de geologische situatie kan het sediment van de resulterende bodem grover of fijner uitpakken dan de oorspronkelijke bodem. Omdat korrelgrootte bepalend is voor het voorkomen van veel bodemorganismen kan zich daarom een ander type bodemfauna ontwikkelen.

23

In beginsel geldt hoe dikker de gewonnen laag zand des te groter de afname van de stroomsnelheid en hoe fijner het materiaal dat bezinkt. De meest extreme situatie, het zuigen van een diepe put op een plaats met weinig waterbeweging, kan zelfs leiden tot stratificatie en zuurstofloosheid aan de bodem. Voor dergelijke situaties wordt tegenwoordig geen vergunning meer afgegeven. Als gevolg van natuurlijke processen raakt de zandwinlocatie op den duur weer gevuld met sediment tot de oorspronkelijke diepte bereikt is. Echter, volledige opvulling van een zandwinlocatie kan vele tientallen jaren duren. In de kustzone is het natuurlijke zandtransport op meer dan 20 m diepte gering en een deel daarvan wordt ook nog eens afgevangen in de Euroen IJgeul.

Dit materiaal is echter vrijwel allemaal opgevist of onder het zand verdwenen en het gebied heeft zijn bijzondere karakter verloren (Lindeboom et al., 2008). Een van de grootste voorkomens van grind (en stenen) ligt op de Klaverbank (atlas § 3.2). Het gebied is echter relatief diep (veelal >40 m), ver verwijderd van land (150 km ten nw van Texel) en de kwaliteit van het grind is niet erg geschikt voor beton. Omdat Nederland nog over grote grindvoorraden langs de Maas beschikt is eventuele winning van grind in zee niet erg opportuun. Door de aanwezigheid van het habitattype ‘reefs’ staat de Klaverbank op de nominatie om te worden aangewezen als beschermd natuurgebied (atlas hoofdstuk 13).

Na een zandwinning zal het lege gebied opnieuw gekoloniseerd worden. Dit gebeurt door migratie van dieren vanuit de omgeving waar de bodem niet is verstoord en na het eerstkomende voortplantingsseizoen, door vestiging van larven vanuit het water. Het herstel van populaties van langlevende soorten vergt meerdere jaren. In diverse studies in de Nederlandse kustzone (ten noorden van Texel en bij Heemskerk) bedroeg de hersteltijd van de bodemfauna na zandwinning ongeveer vier jaar. Na zandwinning in de Waddenzee verliep herstel het snelst op winlocaties met grote water- en sedimentdynamiek, zoals in geulen. In dat geval werden zandwinputten opgevuld met vergelijkbaar sediment en herstel van de bodemfauna duurde 1 tot 3 jaar. In zandwinputten op minder dynamische locaties, zoals nabij wantijen of op droogvallende platen, vergde het herstel 5 tot 10 jaar, voornamelijk doordat de zandwinput langere tijd uitsluitend opvulde met zeer fijn slib, waarin bodemfauna zich niet goed kon vestigen (Essink, 2005). De effecten van zandwinning op schelpdieren en andere bodemfauna kunnen beperkt worden door te winnen op dynamische locaties waar de laag sediment zich snel herstelt. Meer over de effecten van zandwinning in Van Dalfsen (1999); Van Dalfsen et al. (2000) en Essink (2005).

In 1989 werden op de Klaverbank enkele kleine proefwinningen van grind uitgevoerd. Op deze locaties werd niet al het grind verwijderd. Enkele jaren na de winning liep de dichtheid van grote schelpdieren zoals de Artemisschelp Dosinia exoleta nog duidelijk achter, maar ruim tien jaar na winning was het effect niet meer aantoonbaar (Van Moorsel, 2003). Bij grootschalige winning bestaat wel het risico dat de karakteristieke milieuomstandigheden permanent veranderen.

6.3 Schelpenwinning In tegenstelling tot bij de schelpdiervisserij (§ 2.4), waar het gaat om levende schelpdieren, is de schelpenwinning juist uit op de lege schelpen. In de Waddenzee gaat het vooral om kokkelschelpen. Deze worden toegepast bij isolatie en verharding van fietspaden. Het gaat grotendeels om lege schelpen die door stromingen geaccumuleerd zijn, zowel op enige diepte onder de zeebodem als op geulbodems. Winning geschiedt meestal door middel van steekzuigers. Het effect van schelpenwinning op weekdieren lijkt beperkt. Over het algemeen leven er weinig schelpdieren in zulke schelpenbanken (Dankers & Van Moorsel, 2001). Levende bodemfauna komt alleen voor op schelpenbanken op geulbodems waarbij de schelpen gedurende langere tijd niet verstoord worden door bijvoorbeeld de garnalenvisserij. Zonder dergelijke visserij zouden Mossels en oesters zich kunnen vestigen en zo verder bijdragen aan de stabiliteit van de bank. Schelpenwinning kan alleen duurzaam geschieden als de oogst in evenwicht is met de natuurlijke schelpkalkproductie. Voor de Waddenzee lijkt dat het geval te zijn (Essink, 2005).

6.2 Grindwinning Grind (korrelgrootte >2 mm) wordt vooral gebruikt in beton. In het Nederlandse deel van de Noordzee bevindt zich op winbare diepte maar weinig grind. Voeger was er bij Texel een gebied met grind en zwerfstenen en vermoedelijk een verrijkte fauna.

24

7

Zandsuppleties en baggeren

7.1 Zandsuppleties In 1990 werd besloten de kustlijn dynamisch te handhaven. Op basis van de ligging van de kustlijn op 1 januari 1990 (herzien in 2001) wordt de achteruitgang van de kust sindsdien bestreden door middel van zandsuppleties. Aanvankelijk waren dat uitsluitend strandsuppleties waarbij het strand werd opgehoogd met zand uit zee. Na een grootschalige proef in 1993 bij Terschelling (RIACON project) worden er sinds 1996 ook vooroeversuppleties toegepast, waarbij het gewonnen zand (§ 6.1) onder water voor de kust wordt aangebracht. Via natuurlijke transportprocessen zal het zand uiteindelijk weer verdwijnen en dient de suppletie te worden herhaald. Werd eerst met name de BSK (Basiskustlijn) in de gaten gehouden, tegenwoordig geldt dit voor het hele kustfundament tot 20 m diep. Door de verwachte zeespiegelstijging wordt voor de toekomst een toename van het jaarlijkse suppletievolume verwacht. Een nieuwe ontwikkeling is de zandmotor waarbij zóveel zand wordt gestort dat er een schiereiland ontstaat. Hoewel dit in de loop van de tijd weer zal eroderen, wordt verwacht dat suppleties daardoor minder vaak herhaald hoeven te worden.

Fig. 7.1. Sleephopperzuigers bezig met rainbowen bij de Tweede Maasvlakte (foto: Sylvia van Leeuwen).

Het effect van strand- en vooroeversuppleties is enkele weken zichtbaar in het verse strandaanspoelsel: er spoelen relatief veel levende bodemdieren aan en ook andere soorten dan gebruikelijk. Reeds na enkele weken herstelt het ‘oude’ beeld. Het aanspoelsel van lege schelpen kan veel langer afwijken van het beeld vóór de suppletie (Gmelig Meyling & De Bruyne, 1994). De eerste jaren na een suppletie is de bodemfauna in het suppletiegebied armer aan soorten en ook de biomassa is lager. Na kustsuppleties bij Terschelling herstelden het aantal soorten en de biomassa na ongeveer twee jaar. Echter, van de langer levende soorten, zoals Zaagje Donax vittatus, Halfgeknotte strandschelp Spisula subtruncata en Hartegel Echinocardium cordatum waren als gevolg van succesvolle voortplanting hoofdzakelijk dieren tot twee jaar oud aanwezig. Na een suppletie neemt een volledig herstel van de bodemfauna met een natuurlijke leeftijdsopbouw vier tot vijf jaar in beslag (Essink, 2005).

Techniek Het door de sleephopperzuiger opgezogen zand (§ 6.1) kan op verschillende manieren naar de stortlocatie worden getransporteerd. Indien een locatie voldoende diep is vaart een hopperzuiger met een volle beun naar de stortlocatie en loost daar haar inhoud door middel van klappen: het schip opent aan de onderzijde en de inhoud belandt onder het schip op de zeebodem. Als het te ondiep wordt voor de sleephopperzuiger, dan kan het zand in de beun gemengd met water en in een grote boog naar de stortlocatie worden geblazen, het zg. rainbowen (figuur 7.1). Bij walpersen wordt de sleephopperzuiger gekoppeld aan een persleiding.

7.2 Baggeren Ten behoeve van de scheepvaart (hoofdstuk 3) vindt regelmatig onderhoudsbaggerwerk plaats en om steeds grotere schepen in havens toe te laten worden vaarwegen verder verdiept. Daar waar dit neerkomt op het onttrekken van zand kwamen de effecten al ter sprake in § 6.1. Er wordt tevens gebaggerd in zeehavens. Dit zijn vaak bekkens waar het water vrijwel tot stilstand komt, zodat er relatief veel zee- en soms ook rivierslib bezinkt. Net als zand wordt de bagger opgezogen door sleephopperzuigers, maar omdat het materiaal veel fijner is, is er relatief veel overflow en vertroebeling. In het Rijnmondgebied wordt jaarlijks tussen 7 en 17 miljoen m 3 baggerspecie opgebaggerd (Stutterheim, 2002). Het watergehalte is wel veel groter dan bij zand (§ 6.1) dus het gehalte droge stof is relatief gering. Veel havenslib is vervuild (hoofdstuk 8), soms zó sterk dat het als chemisch afval moet worden opgeslagen zoals in de Slufter bij de Maasvlakte.

Effect Met name bij vooroeversuppleties raakt de aanwezige bodemfauna bedekt door een dikke laag sediment. Een bedekking door 15-50 cm zand is fataal voor de meeste schelpdieren (Bijkerk, 1988). Bij tweekleppigen speelt mee of ze zich alleen verplaatsen in de richting van hun voet (pullers) of dat ze zich ook in de andere richting kunnen afzetten (pushers). Pullers zoals het Nonnetje Macoma balthica moeten zich eerst omdraaien in het sediment voordat ze omhoog kunnen kruipen. Pushers zoals de Amerikaanse zwaardschede Ensis directus zijn relatief goed in staat om te voorkomen dat ze worden begraven; in een laag van 45 cm fijn zand weet 30% van deze schelpdieren aan begraving te ontsnappen Kranz, 1974).

Stortlocaties en stort van baggerspecie Veel havenslib is afkomstig uit zee, zodat het storten ervan eigenlijk neerkomt op het recirculeren van dit materiaal. Wel is het zo dat het storten plaatsvindt op specifieke locaties, zogenaamde loswallen, waar effecten op schelpdieren meetbaar zijn.

Van de dieren die met het suppletiezand worden aangevoerd, overleeft slechts een klein deel. Bij een dikke laag suppletiezand worden ze vaak begraven en een deel spoelt aan op het strand.

25

Tot 1996 werd het havenslib van het Rijnmondgebied gedumpt op Loswal Noord in de Noordzee, niet ver van Hoek van Holland. Daarna werden Loswal Noordwest en de Verdiepte Loswallen in gebruik genomen. Omdat deze verder van de monding van Nieuwe Waterweg lagen of dieper waren werd verwacht dat minder retourstroom zou optreden. Ook de havens van Scheveningen, IJmuiden en Harlingen hebben locaties waar ze hun havenslib storten. Baggerslib uit de Eemshaven wordt gestort in sedimentatiegebieden (Essink, 1993). Tegenwoordig wordt bij het storten van havenslib steeds meer rekening gehouden met de effecten op doorzicht en natuur en dienen in het kader van de Naturberschermingswet passende beoordelingen te worden opgesteld (e.g. Tatman et al., 2007). Als baggerspecie wordt gestort vermengt zich dit niet homogeen met het water. Afhankelijk van de getijstroom blijft het grootste deel van de zandfractie ter plaatse achter. Slib belandt ook grotendeels bij de bodem, maar verspreidt zich als een ‘dichtheidslaag’ of slibdeken van enkele decimeters dik. Afhankelijk van de getij- en reststroom wordt dit materiaal vervolgens meegevoerd. Langs de Hollandse kust is er, onder invloed van een zoutgradiënt, bovendien transport richting de kust. Op Loswal Noordwest bleef maar 20% van het slib liggen (Stutterheim, 2002). Effect Uitgaande van de stort van schone baggerspecie hebben bodemdieren te maken met diverse effecten. Het eerste is de fysieke bedekking met baggerspecie. Bij een vergelijkbare laagdikte zijn schelpdieren meestal minder goed in staat zich uit te graven uit slib dan uit zand (figuur 7.2). Als ze zich niet onder de bagger uit kunnen werken, raken de dieren begraven en sterven, net als bij suppletie. Het tempo waarin gestort wordt is dus ook van belang: daar waar steeds dunne lagen terechtkomen kunnen de dieren zich wel uitgraven of hebben de tijd om hun sifo’s te verlengen. Ook het seizoen is relevant. Als koudbloedige dieren verplaatsen schelpdieren zich bij warme temperaturen beter dan bij koude. Het tweede effect is dat de overlevende schelpdieren te maken krijgen met een andere en voor die soort minder geschikte samenstelling van het sediment. Ten slotte is er de toegenomen concentraties zwevende stof in het water. Dit bemoeilijkt de voedselopname van filtrerende schelpdieren. Tweekleppigen en het Muiltje Crepidula fornicata filteren hun voedsel uit het ingezogen water met hun kieuwen en leven van fytoplankton, bacterieën en afbreekbaar detritus. Zwevend materiaal afkomstig van baggerspecie komt ook op de kieuwen terecht, maar is onbruikbaar als voedsel. Daardoor neemt de efficiëntie van de voedselopname af (Essink, 1993). De Mossel Mytilus edulis kan met haar palpen een sortering

Fig. 7.2. Fatale bedekking schelpdieren bij incidentele begraving in cm slib of fijn zand. Bron: Bijkerk, 1988.

maken tussen bruikbaar voedsel en onbruikbaar materiaal. Dat laatste wordt als pseudofaeces afgevoerd (figuur 7.3). Als er veel onbruikbaar voedsel gesorteerd moet worden, dan past de Mossel zich aan doordat de palpen verder uitgroeien (Brett & Wassenaar, 1990). Onder invloed van gewijzigde omstandigheden kan de Japanse oester Crassostrea gigas zowel haar kieuwals palpgrootte aanpassen (Honkoop et al., 2003). Meer over de effecten van baggerspecie op bodemfauna in Stutterheim (2002 - hoofdstuk 13) en Essink (1999; 2005).

Fig. 7.3. Mossels Mytilus edulis voeren onbruikbare deeltjes af als pseudofaeces en dragen zo bij aan de helderheid van het water (foto: Godfried van Moorsel).

26

8

Verontreiniging

8.1 Inleiding Zeewater bevat tal van verontreinigingen. Het kan gaan om stoffen die voor organismen onschuldig of zelfs essentieel zijn, zoals koper of nutriënten, maar waarvoor geldt: overdaad schaadt. Woorden als vervuiling, verontreiniging en giftig veronderstellen impliciet dat we ook weten wat schoon is. Dit vereist soortspecifieke normen. Verontreiniging kan ook bestaan uit vast afval (zwerfvuil), radioactieve stoffen of koelwater. Een extreme afvoer van schoon zoet water (hoofdstuk 4) zal niet snel als vervuiling worden aangemerkt, effecten zijn er wel. Vervuiling door rioolbacteriën is voor mariene schelpdieren van ondergeschikt belang; deze micro-organismen zijn aangepast aan zoet water en sterven af bij contact met zeewater. Voor biologische verontreiniging - de aanvoer van gebiedsvreemde soorten - zie hoofdstuk 9. Een van de belangrijkste manieren waarop verontreinigingen het Nederlandse zeewater bereiken is aanvoer via de Rijn, Maas en Schelde. Een deel wordt met de ‘kustrivier’ naar het noorden gevoerd en komt zo in de Waddenzee. Daar voegt het zich bij water uit de IJssel en Eems. Problemen met waterkwaliteit doen zich dan ook met name voor binnen de 12-mijlszone. Hier is de invloed van rivieraanvoer en menselijke activiteiten het grootst (ICONA, 1992; IDON, 2004; Zevenboom et al., 2003; Witmer et al., 2004; Min. V&W, 2009). Ook via het Kanaal en rondom Schotland komen verontreinigingen de Noordzee binnen. Het gaat om grote hoeveelheden maar lage concentraties en deze aanvoer is vooral bepalend voor de offshore wateren. Gebruikers van de zee, zoals schepen, boorplatforms en recreanten lozen afval in zee. In de vorm van scheepsrampen en andere calamiteiten heeft dat grote gevolgen. Tot slot zijn er verontreinigingen die in zee komen via de atmosfeer. Steeds vaker worden persistente verbindingen gemaakt die niet in de natuur voorkomen en waarvoor geen natuurlijke mechanismen bestaan om ze af te breken. Omdat veel van deze stoffen niet goed oplossen in water maar wel in vetten, hopen ze zich op in organismen (bioaccumulatie) en in de voedselketen (biomagnificatie). Voorbeelden van stoffen die zorgen baren voor schelpdieren zijn zware metalen en TBT. De meeste weekdieren kunnen nauwelijks vluchtgedrag vertonen, zodat zij sterk afhankelijk zijn van de lokale waterkwaliteit. Effecten zijn velerlei (figuur 1) en spelen zich af van moleculair tot ecosysteemniveau. Vervuiling leidt niet altijd tot sterfte, soms zijn er gedragsveranderingen: sommige weekdieren sluiten tijdelijk hun kleppen of operculum, maar dit verstoort wel de voedselvoorziening en ademhaling. Verontreiniging kan ook leiden tot fysiologische veranderingen, zoals verminderde filtratie, verhoogde zuurstofopname en verstoring van de (schelp-) groei (Sheehan, 1984). Hormoonverstorende stoffen hebben gevolgen voor de voortplanting van weekdieren. Met name in het larvestadium zijn zij vaak erg gevoelig voor verontreiniging, bijvoorbeeld de Mossel, Japanse oester en Alikruik (Sheehan, 1984, Hunt & Anderson, 1993).

27

In de loop der tijd is de vervuiling van de Noordzee en kustwateren veranderd en door beleidsmaatregelen zijn sommige vormen van vervuiling ook weer afgenomen (De Wolf, 1990). Grootschalige sterfte bij Grote sterns in de Waddenzee in 1964 door Telodrin opende voor velen de ogen voor de gevolgen van de vervuiling van de Rijn voor de Waddenzee. Eind jaren 60 werd het gebruik van persistente bestrijdingsmiddelen als drins en DDT sterk teruggedrongen. Het verbranden van chemisch afval op zee, het storten van Titaandioxide en de lozing van oliehoudend boorgruis zijn inmiddels gestopt. Baggerslib uit havens en vaargeulen wordt nog wel in zee geloosd (§ 7.2) maar het meest vervuilde slib (klasse 3 en 4) wordt in depots gestort. De lozing van afvalwater uit de veenkoloniën in de Waddenzee is gestopt en de aanvoer van nutriënten door rivieren is verminderd. Ook belanden er minder zware metalen in zee en TBT wordt niet langer toegepast in scheepscoatings. Wel is er nog steeds nalevering uit het verleden en worden er steeds nieuwe verbindingen geproduceerd waarvan de effecten vaak pas achteraf duidelijk worden. Ook bestaan er nog steeds onwenselijke praktijken. Zo bleek nog in 2012 dat stookolie wordt bijgemengd met chemisch afval, zodat ongewenste afvalstoffen via onvolledige verbranding in het milieu komen. Dit ondanks de aanscherping in 2010 van de internationale regelgeving voor luchtverontreiniging door zeeschepen (Marpol Annex VI, Min. I&M, 2011). Voor een recent overzicht van de vervuiling van Noord- en Waddenzee wordt verwezen naar Van Leeuwen et al. (2008) en Bakker et al. (2009). Claessens et al. (2010) belichten de situatie in België en haar buurlanden.

8.2 Nutriënten Lozing van nutriënten zoals fosfaat, nitraat en silicaat is vooral afkomstig van de landbouw en rwzi’s (zie tekstbox) (Min. V&W 2009). Een verhoogde concentratie in het zeewater leidt in beginsel tot verhoging van de biomassa en productiviteit van fytoplankton, belangrijk voedsel voor veel soorten weekdieren, zowel filter- als depositfeeders (Essink, 2005). Bij een te overmatige groei van het fytoplankton treden echter ongewenste effecten van eutrofiëring op: licht dringt minder diep door en afgestorven plankton zinkt in grote hoeveelheden naar de bodem. Dit leidt tot zuurstofgebrek, met sterfte van bodemdieren tot gevolg. Daardoor daalt het zuurstofgehalte nog verder en versterkt het effect zichzelf. De kans op deze problemen is het grootst in wateren met weinig stroming en bij scheiding van het bodem- en oppervlaktewater door een spronglaag (pycnocline). Dergelijke zuurstofloze omstandigheden kunnen ook onder mosselhangcultures en mosselzaadinvanginstallaties ontstaan (§ 2.7). In het begin van de jaren tachtig trad zuurstofloosheid op in de Duitse Bocht van de Noordzee (Von Westernhagen & Dethlefsen, 1982). In het Grevelingenmeer zien we al vele jaren anaerobe omstandigheden (figuur 4.4). In de Waddenzee kan iets vergelijkbaars optreden op plaatsen waar Zeesla Ulva intestinalis begraven raakt in het zand. Terplekke ontstaan dan zwarte vlekken met

Fig. 8.1. Jaarlijkse aanvoer van het totaal aan Stikstof (N) en Fosfor (P) via Rijn, Maas, Noordzeekanaal en IJsselmeer. Pieken tijdens jaren met hoge rivierwaterafvoer. Bron: Van Beusekom et al., 2009; Lenhart et al., 2010.

een hoog gehalte aan giftige sulfiden met als gevolg sterfte van onder andere tweekleppigen (Neira & Rackemann, 1996).

ontreiniging. Afhankelijk van het type olie lossen namelijk ook giftige componenten op in water. Bestrijding van olie met zogenaamde dispergeermiddelen versnelt dit proces, zodat bodemdieren in korte tijd worden blootgesteld aan hoge concentraties giftige stoffen. Lozingen van olie vinden vooral plaats op de scheepvaartroutes. Door strengere regels en verbeterde handhaving nemende lozingen laatste jaren steeds verder af.

Rioolwaterzuiveringsinstallaties (rwzi’s) en lozingen Rwzi’s hebben een grote bijdrage geleverd aan de afname van de nutriëntenlast die via het oppervlaktewater in zee terechtkomt. Toch bevat ook gezuiverd afvalwater nog steeds fosfaten en nitraten die bijdragen aan eutrofiëring. Het effluent van rwzi Houtrust en Harnaschpolder wordt op 2,5 kilometer afstand uit de kust bij Scheveningen geloosd in zee. Met name tijdens zware regenval komen door erosie in het achterland veel nutriënten in zee. In zulke perioden wordt ook een deel van het afvalwater ongezuiverd via overstort van riolen geloosd en komt uiteindelijk via gemalen en spuien in zee terecht. Op enkele plaatsen gebeurt dat nog direct in zee, zoals in de Scheveningse haven, bij Wijk aan Zee en op het strand van Egmond aan Zee, waar de gemeente Bergen nog tot en met 2014 ongezuiverd rioolwater mag lozen.

Dikke lagen mossels op de poten van boorplatforms suggereren dat ze niet erg gevoelig zijn voor productiewater. Mossels die werden uitgehangen onder olieplatforms vertoonden ook geen verhoogde olieconcentraties in hun weefsels (Kuiper & Van het Groenewoud, 1986). Vroeger werd oliehoudend boorgruis rond boorplatforms geloosd. De volgende soorten namen dichter bij boorplatforms in aantal af en zijn dus mogelijk gevoelig zijn voor olie: de slakken Valse oebliehoren Cylichna cylindracea, Glanzende tepelhoren Euspira pulchella en Penhoren Turritella communis en de tweekleppigen Tweetandschelpje Kurtiella bidentata, Driehoekige parelmoerneut Nucula turgida, Rechtsgestreepte platschelp Angulus fabula en Ovaal zeeklitschelpje Tellimya ferruginosa (Daan et al., 1990). De laatste reageerde waarschijnlijk vooral vanwege de afname van haar gastheer de Hartegel Echinocardium cordatum. Twintig jaar na beëindiging van deze lozingen waren de effecten nog altijd aanwezig: rond de meeste platforms was de bodem nog tot op 100-200 meter verontreinigd. Een verarming van de bodemfauna beperkte zich meestal tot op 100m (Daan et al., 2006). Het was wel opvallend dat juist Abra alba in hoge dichtheid voorkwam op slechts 35 m van een van de platforms, zodat getwijfeld kan worden aan de indicatorwaarde van deze soort voor olie. Tegenwoordig wordt oliehoudend boorgruis niet meer in zee geloosd.

Tussen 1985 en 2005 is de aanvoer van fosfaat (P) naar de Noord- en Waddenzee gehalveerd. De reductie van stikstof (N) was wat minder groot en de duur en omvang van fytoplanktonbloei wordt dan ook met name bepaald door stikstof (figuur 8.1). Hoewel de eutrofiëring de laatste jaren is afgenomen zijn de nutriëntgehaltes nog wel hoger dan de achtergrondwaarden (Van Beusekom et al., 2009).

8.3 Olieverontreiniging 8.4 Zware metalen Doordat olie drijft manifesteert verontreiniging door minerale olie zich vooral aan het oppervlak. Spoelt het aan, dan bedekt het bij laag water de hele getijdenzone en verstikken de weekdieren. Ook dieper levende schelpdieren hebben te lijden van oliever-

Giftige zware metalen zoals cadmium, kwik en lood en komen van nature voor in zee. Ook koper en zink, hoewel essentieel als sporenelement, worden wel tot de zware metalen gerekend en

28

zijn in hoge dosering giftig. De invloed van de mens blijkt uit hoge concentraties in zeewater, met name bij de monding van de grote rivieren en op loswallen (ICONA, 1992; IDON 2004; OSPAR 2009). De laatste decennia zijn de concentraties sterk gedaald maar nog niet allemaal op het niveau van de streefwaarde (Zevenboom et al., 2003; Claessens et al., 2010). Een nieuwe bron van zware metalen wordt gevormd door het uitlogen van staalslakken. Deze worden de laatste jaren steeds vaker toegepast bij kustversterking in de Zeeuwse delta. Zware metalen zijn niet afbreekbaar en binden bij voorkeur aan slib (<64 µm). Juist op plaatsen waar zoet en zout water elkaar ontmoeten, zoals in estuaria en in de kustzone, vlokt het slib uit en bezinkt. In estuaria stroomt dit met de zouttong langs de bodem stroomopwaarts en in de kustzone heeft het bodemwater de neiging richting de kust te stromen. Daardoor concentreert het slib met zijn aangehechte vervuiling zich op deze plaatsen. Dieren die leven in de kustzone worden dan ook met de hoogste concentraties geconfronteerd.

Een nieuwe probleemstof in zee wordt gevormd door gebromeerde vlamvertragers. Vooral polygebromeerde difenylethers (PBDE’s) zijn toxisch en veroorzaken reeds bij lage concentraties negatieve effecten vergelijkbaar met PCB’s. Organochloorpesticiden zoals hexachloorbenzeen, lindaan en DDT verstoren vaak de hormoonhuishouding, maar ook hier worden effecten meestal beschreven bij zoogdieren. Polycyclische Aromatische Koolwaterstoffen (PAK’s), bereiken de Noordzee vooral via de lucht, maar rivieren hebben aan de kust een relatief grote invloed en er is een stijgende trend. Sommige PAK’s zijn bekend door hun kankerverwekkende werking bij mensen. In zee gaat de aandacht vooral uit naar leverschade en tumoren bij platvis. In mossels wordt voor de meeste PAK’s geen verontrustende concentratie gevonden, wel voor chryseen (Claessens et al., 2010).

Zware metalen komen ook in weekdieren terecht. Het grootste risico lopen soorten die hun voedsel uit het water filteren. De gehalten verschillen per soort en per metaal en in de Westerschelde zijn ze meestal hoger dan in de Oosterschelde. Zware metalen die in 2009 werden aangetroffen in Alikruik, Mossel en Japanse oester waren bijvoorbeeld cadmium, kobalt, chroom, koper, kwik, molybdeen en zink. Hierbij werden de hoogste gehalten vaak aangetroffen in Japanse oester. Overigens waren de concentraties van elf zware metalen het hoogst in zakpijpen, die hun voedsel ook uit het water filteren (Van den HeuvelGreve, 2009).

Organotinverbindingen zoals TBT worden onder andere toegepast in aangroeiwerende coatings. Schepen gebruiken dergelijke anti-foulings ter reductie van het brandstofgebruik. Schepen vormen daarmee de belangrijkste bron gevolgd door stort van havenslib (indirect ook via scheepvaart). In 1990 werd het gebruik van tinhoudende aangroeiwerende verf verboden op schepen korter dan 25 m en vanaf 2003 mocht TBT in het geheel niet meer toegepast worden op Europese schepen. Sinds 2008 geldt dat in Europese havens ook voor schepen die niet onder Europese vlag varen (Van Leeuwen et al., 2008; Claessens et al., 2010). Door deze maatregelen zijn de gehaltes TBT in onze kustwateren gedaald maar vooral bij havens en langs de kust zijn ze nog steeds hoog (Witmer et al., 2004; figuur 8.2).

Effecten op schelpdieren houden verband met hun levenswijze. Zowel filter- als depositfeeders voeden zich veelal met deeltjes die qua grootte overeenkomen met slib. Daardoor komen zij makkelijk in contact met de daaraan gebonden zware metalen. Er is veel bekend over concentraties metalen in schelpdieren, maar minder over wat dit voor de dieren zelf betekent. Door chronische vervuiling met zware metalen kunnen schelpdieren zich minder goed ingraven. Ook oesterlarven Crassostrea zijn gevoelig voor zware metalen en worden daarom wel gebruikt in biologische tests (bioassays). De gevoeligheid van de mossel voor zware metalen wordt gemeten door de stand van de kleppen; al bij een geringe verhoging van de koperconcentratie (5-10 µg/l) beginnen mossels Mytilus hun schelp te sluiten en bij 500 µg/l sluiten zij hun kleppen gedurende 5 dagen aaneen. Sluiting van de schelp betekent bescherming, maar tevens dat de voeding en ademhaling stilstaan en dat de conditie achteruit gaat.

8.6 Tributyltin (TBT)

Omdat het tin in TBT gebonden is aan een organische stof is dit goed oplosbaar in vetten en komt makkelijk in organismen terecht. TBT is al in zeer lage concentraties (0,5-1 nanogram Sn/liter) schadelijk voor het leven in zee. Bij oesters veroorzaakt

8.5 Organische microverontreinigingen De productie van Polychloorbifenylen (PCB’s) is halverwege de jaren 80 stilgelegd, maar sommige PCB’s komen nog steeds in zee terecht (Claessens et al., 2010). Omdat ze goed oplossen in vetweefsel treedt biomagnificatie op en worden de hoogste concentraties in de top van de voedselketen gevonden. Bij zeezoogdieren tasten ze de voortplanting aan.

Fig. 8.2 Tributyltin in de Noordzeebodem in 2000 (links) en 2006 (rechts). TBT-gehalte in μg per kg drooggewicht in de slibfractie (< 63 μm). Bron: Hegeman & Laane, 2008. 0,7-7 μg/kg; 7-30 μg/kg; > 30 μg/kg; • meetstations.

29

8.7 Thermische verontreiniging De lozing van warm zeewater vindt met name plaats bij elektriciteitscentrales. Effecten zijn lokaal; het warme afvalwater is relatief licht en verspreidt zich daarom aan het wateroppervlak. Het heeft dan ook nauwelijks effect op weekdieren die in of op de bodem leven.

Fig. 8.4. Purperslak Nucella lapillus. Indexcijfers (%) op basis van het gemiddeld aantal waargenomen exemplaren per vierkante meter, op 82 monitoringlocaties (project PIMP). Bron: Stichting ANEMOON.

8.8 Microplastics

het een slechte broedval, vertraagde groei en misvorming van de schelp. Bij huisjesslakken van gescheiden geslacht veroorzaakt TBT imposex: vrouwtjes vormen een penis en zaadleider (vas deferens) waardoor het reproductieve kanaal wordt geblokkeerd (Van Moorsel, 1996). Daardoor wordt het uiteindelijk onmogelijk om eikapsels af te afzetten. TBT-blootstelling van jonge dieren kan een geslachtsverandering van vrouw naar man veroorzaken, zodat de populatie verdwijnt door het gebrek aan vrouwtjes. De Purperslak Nucella lapillus is het gevoeligst maar imposex is ook bekend van Wulk Buccinum undatum, Noordhoren Neptunea antiqua, Fuikhoorn Nassarius reticulatus en Gewone alikruik Littorina littorea (OSPAR Commission, 2009). Bij Zeebrugge was 95% van de vrouwtjes van de laatste soort steriel. Bovendien had 65% van de mannetjes de penis afgestoten (Van den Broeck et al., 2009). In de jaren negentig beek imposex bij de Wulk in Noordzee vooral voor te komen in wateren zonder strati- ficatie met veel scheepvaartverkeer (Ten HallersTjabbes et al., 1994 en 2003; Ten Hallers-Tjabbes & Gmelig Meyling, 2009; figuur 8.3). Omdat veel TBT gebonden is aan organische stof in de bodem verdwijnen de effecten maar langzaam. Inmiddels lijkt de populatie van purperslakken in de Oosterschelde zich iets te herstellen (Gmelig Meyling et al., 2007; figuur 8.4). Er zijn diverse alternatieven voor anti-foulings met TBT, bijvoorbeeld chloorrubber, harde verven en zelfslijpende coatings waarvan dunne laagjes loslaten tijdens het varen. Misschien worden in de toekomst ook natuurlijke biociden ingezet.

30

Relatief nieuw is de aandacht voor het probleem van microplastics in zee. Ze worden opgenomen door de Mossel en hebben een grote affiniteit voor organische microverontreinigingen (Leslie et al., 2012).

Fig. 8.3. Percentage imposex (rood) bij vrouwtjes van de Wulk Buccinum undatum in de zuidelijke Noordzee. In het blauwe gebied concentreren zich de scheepvaartroutes. Bron: Ten Hallers-Tjabbes et al., 1994 en Mensink et al., 2000.

9

Exoten

9.1 Inleiding

9.2 Invasieve exoten

Er zijn allerlei definities in omloop voor exotische soorten (Haydar, 2010). Voor Nederland (of bijvoorbeeld Europa) worden meestal soorten bedoeld waarvan het oorspronkelijke verspreidingsgebied daarbuiten ligt en die door toedoen van de mens hier zijn gearriveerd (atlas § 2.2). Soms worden aanvullende criteria gehanteerd ten aanzien van het vestigingsjaar, bijvoorbeeld ná 1900. Vervolgens moet een exoot zich in het nieuwe gebied weten te handhaven. Soms schuift de verspreiding van een soort geleidelijk op; ook al zou dat het gevolg zijn van een door de mens veroorzaakt klimaateffect, in zo’n geval spreken we niet van een exoot maar van een 'klimaatschuiver'. Staat een soort elders al te boek als exoot en breidt deze zich vervolgens uit tot in ons land, dan wordt die wel als exoot beschouwd.

Veel exoten in Nederland leiden een onopvallend bestaan of verdwijnen weer na korte tijd. Negatieve effecten van exoten treden vooral op bij soorten die zich invasief gedragen. Invasieve soorten ontwikkelen zich zodanig dat ze een dominante rol in een ecosysteem spelen. De structuur daarvan kan veranderen omdat inheemse soorten worden aangetast door predatie, parasitisme of concurrentie om ruimte en voedsel. Ook kunnen ze van invloed zijn op de menselijke gezondheid en economische activiteiten zoals maricultuur en recreatie. Een bekend voorbeeld is de Japanse oester Crassostrea gigas (figuur 9.1). De soort is herhaaldelijk in Nederland geïmporteerd voor de oesterteelt en leek zich hier aanvankelijk nauwelijks voort te planten (Heerebout, 2012). Rond het midden van de jaren ’70 van de vorige eeuw bleek de soort zich echter sterk uit te breiden in de Oosterschelde en later ook in andere kustwateren zoals de Waddenzee (Smaal et al., 2009). De komst van de Japanse oester heeft de ecosystemen in de Delta en de Waddenzee structureel veranderd. Zo filtert deze exoot larven van inheemse schelpdieren zoals kokkels. Ook zijn de scherpe oesters nadelig voor badgasten. De Japanse oester verschaft echter ook een rijke variatie aan hard substraat. Dat is gunstig voor de biodiversiteit en het weerspiegelt het biotoop van de verdwenen banken van de Platte oester. Ook wordt C. gigas geoogst. Invasieve soorten hoeven dus niet in alle opzichten ongewenst te zijn.

Een van de eerste introducties, de Strandgaper Mya arenaria, werd waarschijnlijk omstreeks 1250 door de Vikingen meegebracht uit Noord Amerika (Petersen, 1992; zie ook atlas § 4.3). Van diverse kosmopolitische) soorten is niet goed bekend wat hun oorspronkelijke verspreidingsgebied is. Voorbeelden zijn de (Gewone) Paalworm Teredo navalis en de Scheepsworm Psiloteredo megotara. Dergelijke soorten kunnen al geïntroduceerd zijn voordat zoiets goed werd gedocumenteerd. Diverse soorten die we niet beter kennen dan als autochtoon zouden ook wel eens exoten kunnen blijken te zijn (Haydar, 2012). Misschien werpt toekomstig DNA-onderzoek hier een nader licht op. Introducties van allochtone soorten zijn veelal het gevolg van maricultuur (hoofdstuk 2) en scheepvaart (hoofdstuk 3). Vooral import van schelpdieren ten behoeve van maricultuur, bewust of onbewust, is een belangrijke transportvector voor exoten. Epifauna en borende soorten kunnen hier in beginsel arriveren met drijvend materiaal, maar meestal gebeurt dit door aangroei op schepen (epifauna) of door overleving in ballasttanks (epi- en endofauna, eventueel als larve) (Haydar, 2012).

De eencellige parasiet Bonamia ostrea (§ 2.6) is een andere exoot die heeft bijgedragen aan de sterke achteruitgang van de Platte oester in Nederland. Wieren die dusdanig hoge dichtheden bereiken dat ze waarschijnlijk de vestiging en overleving van schelpdieren beïnvloeden zijn sinds 1980 het Japans bessenwier Sargassum muticum en sinds 1994 het roodwier Dasysiphonia sp. Sinds 1981 vinden we in het kustwater de Ameri-

Er wordt wel gesteld dat exoten het goed doen in verstoorde milieus (Van der Weijden et al., 2005); hier ontstaan nieuwe niches en gebieden met grote variatie in temperatuur en zoutgehalte herbergen inderdaad veel exoten. Zo is het aantal exoten in het Deltagebied veel groter dan in de open Noordzee. De kans op introductie hangt echter ook samen met de intensiteit van scheepvaartverkeer en maricultuur en met de beschikbare range aan habitats. Dit hoofdstuk gaat eerst in op exoten die een significant effect hebben op weekdieren (§ 9.2). Soms zijn dat weekdieren zelf. Daarna volgt een overzicht van de weekdieren die hier als exoot zijn verschenen (§ 9.3). Fig. 9.1. De komst van de Japanse oester Crassostrea gigas heeft de ecosystemen in de Delta en de Waddenzee structureel veranderd (foto : Mark van Veen).

31

Op allerlei plaatsen in gematigde streken duiken dezelfde invasieve exoten op. Daardoor dreigt het onderscheid tussen de verschillende gebieden te verdwijnen en heeft deze vorm van globalisatie nadelige gevolgen voor de biodiversiteit (Van der Weijden et al., 2005).

9.3 Exotische mariene schelpdieren in Nederland Mariene exoten in Nederland kunnen worden verdeeld in soorten die oorspronkelijk in NW Europa voorkomen en soorten waarvan het natuurlijke verspreidingsgebied verder weg ligt zoals bijvoorbeeld de Pacific (Wolff, 2005). Bij de eerste categorie wordt wel gesteld dat die soorten ons land ook op natuurlijke wijze zouden kunnen bereiken. Of dat zo is, is afhankelijk van de levenswijze en voortplanting. Voorbeelden van NO Atlantische exoten zijn de slakken: Asgrauwe tolhoren Gibbula cineraria, Priktolhoren Calliostoma zizyphinum en Chinees hoedje Calyptraea chinensis en de tweekleppige Paardenzadel Anomia ephippium. Ook verschillende naaktslakken die de laatste jaren nieuw in de Oosterschelde zijn verschenen behoren tot deze categorie.

Fig. 9.2. De Filippijnse tapijtschelp Venerupis philippinarum is een exoot die zich in de Oosterschelde in korte tijd sterk heeft uitgebreid (foto: Godfried van Moorsel).

kaanse zwaardschede Ensis directus. De aantallen zijn dermate hoog dat ze concurreren om voedsel met inheemse filterende schelpdieren. Andere filtrerende exoten zijn het Muiltje Crepidula fornicata en de Filippijnse tapijtschelp Venerupis philippinarum (figuur 9.2). Deze laatste soort is in de Oosterschelde in enkele jaren tijd algemener geworden dan de inheemse Tapijtschelp Venerupis corrugata. Sinds 2006 vinden we in ons kustwater de Amerikaanse langlobribkwal Mnemiopsis leidyi. Deze bereikt grote dichtheden en doet zich te goed aan plankton waaronder larven van schelpdieren. Sommige exotische zakpijpen zoals de Druipzakpijp Didemnum vexillum (figuur 9.3) overgroeien mosselcultures. Recent verscheen in Nederland een drietal soorten slakken die op schelpdieren prederen, onder andere de Amerikaanse Oesterboorder Urosalpinx cinerea (Fey et al., 2010; 9.3). Omdat er vaak enige jaren verstrijken tussen de eerste introductie en de expansiefase kunnen deze zich misschien invasief ontwikkelen.

In Tabel 9.1 staat een overzicht van de exotische schelpdieren die van buiten Europa afkomstig zijn. Voor een overzicht van mariene exoten in Nederland wordt verwezen naar Wolff (2005), Gollasch et al. (2009) en soortenlijst op de website www.werkgroepexoten.nl. De Kluijver (2006) geeft een overzicht van exoten in de Oosterschelde en Wijnhoven & Hummel (2009) een overzicht van exoten op zacht substraat in de Delta. Gittenberger et al. (2010; 2012) beschrijven mariene exoten op hard substraat in de Waddenzee.

Tabel 9.1 Overzicht van exotische schelpdieren in Nederland met een oorsprong buiten NW Europa en jaar van eerste waarneming in Nederland Gastropoda

Slakken

Crepidula fornicata

Muiltje

NW Atlantic

1922

Ocinebrellus inornatus

Japanse stekelhoren

NW Pacific

2007

Urosalpinx cinerea

Amerikaanse oesterboorder

NW Atlantic

2007

Corambe obscura

Zuiderzee-schijfslak

NW Atlantic

1879

Rapana venosa

Geaderde stekelhoren

West Pacific

2005

Bivalvia

Tweekleppigen

Crassostrea gigas

Japanse oester

NW Pacific

1928

Ensis directus

Amerikaanse zwaardschede

NW Atlantic

1981

Mercenaria mercenaria

Amerikaanse venusschelp

NW Atlantic

>1933

Mya arenaria

Strandgaper

NW Atlantic

cf ~ 1250

Mytilopsis leucophaeata

Brakwatermossel

NW Atlantic

1895

Petricolaria pholadiformis

Amerikaanse boormossel

NW Atlantic

1905

Rangia cuneata

Brakwaterstrandschelp

NW Atlantic

2006

Spisula solidissima

Reuze-strandschelp

NW Atlantic

1982

Venerupis philippinarum

Filippijnse tapijtschelp

NW Pacific

2008

32

9.4 Preventie en bestrijding Het Ballastwaterverdrag, tot stand gebracht onder auspiciën van de Internationale Maritieme Organisatie (IMO), moet voorkomen dat exoten via ballastwater de bestemmingshaven bereiken. Anno 2012 is het verdrag echter nog door onvoldoende landen geratificeerd om in werking te treden. De import van schelpdieren is gereguleerd via Natuurbeschermingswetvergunningen en wordt tegenwoordig steekproefsgewijze gecontroleerd op exoten. Het gevaar is dat invasieve exoten, met name van buiten Europa, op steeds meer plaatsen verschijnen. Risico’s van import uit de Ierse Zee en verschillende Scandinavische landen worden omschreven in Wijsman & de Mesel (2009) en Van den Brink & Wijsman (2010a). Het transport van mosselzaad van de Oosterschelde naar de Waddenzee is vanwege exoten een tijdlang verboden geweest. In 2012 vinden de transporten onder strikte voorwaarden weer plaats. Effectieve methoden om eenmaal aanwezige exoten te bestrijden zijn er nauwelijks. Onderdompeling in zoet water biedt meestal geen soelaas omdat de exoten vaak beter bestand zijn tegen zoet water dan de schelpdieren waarvoor het transport bedoeld is (Van den Brink & Wijsman, 2010b). Soms bieden natuurlijke omstandigheden zoals een strenge winter de helpende hand.

Fig. 9.3. Oester in het Grevelingenmeer, overgroeid door de exotische Druipzakpijp Didemnum vexillum (foto: Godfried van Moorsel).

33

34

10

Klimaatverandering

10.1 Inleiding Klimaatverandering uit zich onder andere in verandering van de temperatuur en zuurgraad van het zeewater. Door oceaanstromingen zijn dit mondiale processen, maar een van de gevolgen, zeespiegelrijzing, speelt vooral aan de kust. Grotere fluctuaties in rivierafvoer en wind doen zich ook met name gelden in de ondiepe kustwateren. Er bestaan allerlei relaties tussen deze aspecten van klimaatverandering zodat het lastig is om oorzaak en gevolg uit elkaar te houden. Zo bestaat het risico dat het zoutgehalte van de noordelijke Atlantische Oceaan daalt door het smelten van de Groenlandse ijskap en dat daardoor de invloed van de warme golfstroom in onze contreien afneemt (Hiscock et al., 2004). Het onderzoek naar de effecten van klimaatverandering wordt bemoeilijkt door het optreden van langjarige fluctuaties zoals in de North Atlantic Ocillation (NOA), het luchtdrukverschil tussen de Azoren en IJsland. Door de NOA veranderen wind, temperatuur en neerslag maar ook zeestromingen en daarmee de mate van instroom van Atlantisch water in de Noordzee rondom Schotland. Vergeleken met de geleidelijke klimaatverandering zijn dergelijke fluctuatie op de korte termijn veel belangrijker. Op ecosysteemniveau uiten ze zich als regime shifts. Dergelijke verschuivingen deden zich voor in 1979 (het begin van een koude periode met weinig instroom van Atlantisch water) en 1988 (begin van een warme periode met een sterke instroom van Atlantisch water) (Philippart, 2007; Van Hal et al., 2011; Heip, 2011).

Fig. 10.1. Gemiddelde temperatuur van het oppervlaktewater van de Noordzee 1930-2004. Bron: Philippart, 2007, basisgegevens British Atmospheric Data Centre (BADC).

weekdieren nog geen geschikt voedsel in de waterkolom is in de vorm van fytoplankton. De groeifase van dit plankton vervroegt niet omdat die afhankelijk is van licht. Na een warme winter volgen vaak een slechte broedval van tweekleppigen (Kokkel, Nonnetje, Strandgaper en Mossel) en zwakke jaarklassen (Philippart et al., 2003). Dit komt omdat de schelpdieren in de winter meer energie verbruiken zodat er in het voorjaar minder over is voor de voortplanting.

10.2 Temperatuur Tussen 1980 en 2004 is de gemiddelde wintertemperatuur van het Noordzeewater (bij de bodem) met ongeveer 1,6°C gestegen (Philippart, 2007; Hiddink & ter Hofstede, 2008). De temperatuurstijging gaat gepaard met een afname van het aantal strenge winters en toename van warme zomers. Bij hogere temperaturen bevat water minder zuurstof, maar koudbloedige dieren verbruiken dan juist meer. Dit maakt weekdieren kwetsbaar voor periodes met een extreem hoge watertemperatuur, zeker ook als de opwarming gepaard gaat met stratificatie die de uitwisseling van zuurstof met het wateroppervlak belemmert. Temperatuurstijging kan leiden tot ecosysteemeffecten die doorwerken op weekdieren, zoals bloei van algensoorten die als voedsel ongeschikt zijn en het eerder verschijnen van predatoren. Een hogere zeewatertemperatuur beïnvloedt ook de voorplanting en vervroegt daarmee de periode waarop larven in het water zweven. Daardoor ontstaat het risico dat er voor de larven van

35

Door een hogere temperatuur verschuiven verspreidingspatronen van soorten in het algemeen noordwaarts: tussen 1977 en 2001, een periode waarin de zeewatertemperatuur een graad steeg, schoof de verspreiding van een vijftiental vissoorten in de Noordzee 50-400 km op (Perry et al., 2005). De zuidelijke verspreidingsgrens van de Gewone garnaal Crangon crangon, een belangrijke predator van jonge schelpdieren, lijkt ook op te schuiven (Kerckhof & Seys, 2005). Warmere zeeën kennen een grotere biodiversiteit dan noordelijke wateren. Zo zien we bij vissen in de Noordzee dan ook dat er meer zuidelijke soorten verschijnen dan dat er noordelijke soorten verdwijnen (Hiddink & ter Hofstede; 2008, Ter Hofstede et al., 2010). Per saldo neemt de biodiversiteit dus toe. Dit is waarschijnlijk ook het geval bij weekdieren. De opwarming van het zeewater is het sterkst in de Poolzee. In de toekomst is het dan ook niet uitgesloten dat Pacifische soorten het Atlantische gebied zullen bereiken. De zeespiegel stijgt door uitzetting van het zeewater, het afsmelten van landijs en grondwaterwinning. In gebieden als de Oosterschelde en Waddenzee kan dit, in combinatie met respectievelijk zandhonger en bodemdaling door gaswinning, leiden tot drastische veranderingen, zoals het afnemen of verdwijnen van slikken en getijdenplaten, met de daaraan gebonden levensgemeenschappen. Omdat er in het achterland onvoldoende ruimte is zullen kwelders en schorren steeds verder eroderen. Ook zal de mens vaker moeten ingrijpen door middel van kustversterkingen en suppleties (hoofdstuk 4 & § 7.1).

10.3 Zuurgraad

structuren zoals schelpen.

Door de verbranding van fossiele brandstof stijgt de CO2concentratie in de atmosfeer. Een derde van dit koolzuur wordt opgenomen door zeewater. Dankzij de bufferende werking neemt zeewater veel CO2 op zonder veel zuurder te worden. In de laatste 200 jaar is de zuurgraad van de oceanen (de pH – hoe lager hoe zuurder) gedaald van 8,2 tot 8,1. Voor het eind van deze eeuw wordt echter een verdere daling met 0,14 - 0,35 eenheden voorzien (Philippart, 2007). Dat is veel, want de pH kent een logaritmische schaal. Tussen 1987 en 2005 daalde de pH van de Noordzee overigens van 8,4 tot 8,0. Dit wordt toegeschreven aan een afgenomen CO2 opname door het fytoplankton (Provoost et al., 2010). Verzuring is nadelig voor de kalkvorming en dus de groei van schelpen. Dieren met een schelp die voornamelijk bestaat uit aragoniet, zoals de Mossel Mytilus edulis, zijn kwetsbaarder dan bijvoorbeeld de Japanse oester Crassostrea gigas waarvan de schelp is opgebouwd uit calciet. Bij groeiexperimenten bleek de Mossel dan ook gevoeliger voor verzuring dan de Japanse oester (Gazeau et al., 2007). Ook kan de sterkte van byssusdraden afnemen door verzuring zodat mossels makkelijker van hun ondergrond spoelen (O’Donnell et al., 2013). De zuurgraad heeft ook gevolgen voor het plantaardig voedsel van schelpdieren; kalkhoudende foraminiferen zijn in het nadeel ten opzichte van diatomeeën met een kiezelskelet. In de Noordzee zijn schelpdieren goed aangepast aan fluctuaties in de zuurgraad en het effect van verzuring wordt voorlopig gecompenseerd door de opwarming van de zee. Nog in de loop van deze eeuw kan verzuring echter een groot probleem worden voor alle dieren met kalk-

10.4 Rivierafvoer Voorspellingen wijzen op grotere fluctuaties in neerslag en dus in de (piek)afvoer van rivieren. Extreme rivierafvoer leidt vooral bij de monding en in de ondiepe kustzone tot plotselinge verlaging van het zoutgehalte, wat voor veel organismen stress oplevert (§ 4). Bij piekafvoer belanden ook meer nutriënten in zee en dreigen tevens effecten van eutrofiëring (§ 8.2).

10.5 Stormfrequentie Bij klimaatverandering wordt ook vaak de toegenomen frequentie van stormen genoemd. Door de daarmee geassocieerde golfhoogte zullen vooral zeebodems in ondiepe wateren worden opgewoeld, zoals de zuidelijke bocht van de Noordzee en kustwateren. Dat is nadelig voor schelpdieren, met name voor soorten die zich niet diep ingraven. Met dit gecompliceerde aspect van menselijke invloeden op het zeeleven, dat illustreert dat causale verbanden niet altijd even eenvoudig liggen en dat effecten vaak sterk verweven zijn, besluiten we dit rapport. We kunnen concluderen dat er een breed scala aan mogelijke antropogene invloeden is, maar dat we vaak nog onvoldoende goed weten wat dit in de praktijk voor weekdieren betekent.

36

Literatuur 1 Inleiding 83-05a., RIVO IJmuiden, juni 1983. Essink, K. 2005. Bodemfauna en beleid. Een overzicht van 35 jaar bodemfauna onderzoek en monitoring in Waddenzee en Noordzee. Rapport RIKZ/2005.028 154 pp. Kröncke, I. & C. Bergfeld 2003. North Sea benthos: a review. Senckenbergiana Maritima 33: 205-268. Lindeboom, H., J. Geurts van Kessel & L. Berkenbosch 2005. Gebieden met bijzondere ecologische waarden op het Nederlands Continentaal Plat. Rapp. RIKZ/2005.008 / Alterra rapp. nr. 1109. Prins, T.C., D.M.E. Slijkerman, I. de Mesel, C.A. Schipper, M.J. van den Heuvel-Greve (eds) 2011. Initial Assessment. Implementation of the Marine Strategy Framework Directive for the Dutch part of the North Sea (background document 1 of 3). Deltares, IMARES C112/11. Purcell, J.E. 2012. Jellyfish and ctenophore blooms coincide with human proliferations and environmental perturbations. Annu. Rev. Mar. Sci. (4) 209-235.

Bergman, M.J.N., H.J. Lindeboom, G. Peet, P.H.M. Nelissen, H. Nijkamp & M.F. Leopold 1991. Beschermde gebieden Noordzee -noodzaak en mogelijkheden-. NIOZ rapp. 1991-3. Collie, J.S., S.J. Hall, M.J. Kaiser & I.R. Poiner 2000. A quantitative analysis of fishing impacts on shelf-sea benthos. Journal of Animal Ecology 69: 785-798. Kaiser, M.J.,K.R. Clarke, H. Hinz, M.C.V. Austen, P.J. Somerfield & I. Karakassis 2006. Global analysis of response and recovery of benthic biota to fishing. Mar. Ecol. Prog. Ser. 311: 1-14. De Bruyne, R.H., S.J. van Leeuwen, A.W. Gmelig Meyling & R. Daan (red.), 2013. Schelpdieren van het Nederlandse Noordzeegebied. Ecologische atlas van de mariene weekdieren (Mollusca). Uitgeverij Tirion, Utrecht en Stichting ANEMOON, Lisse. De Groot, S.J. 1983. Een overzicht van onderzoek betrekking hebbende op de invloed van menselijke activiteiten op het bodemleven, met name bodemvistuigen, baggeren, winning bodemmaterialen, storten specie, het leggen van pijpleidingen en telefoonkabels. Rapport CA

2a Visserij Berghahn, R. & R. Vorberg 1997. Shrimp fisheries and nature conservation in the national park 'Wadden Sea of Schleswig-Holstein'. UBATexte 82/97: 197 pp. Berghahn, R. & M. Ruth 2005. The disappearance of oysters from the Wadden Sea: a cautionary tale for no-take zones. Aquatic Conserv. Mar. Freshw. Ecosyst. 15: 91-104. Bergman, M.J.N., M. Fonds, M. Hup, W. Lewis, P. van der Puyl, A. Stam, D. den Uyl 1990. Direct effects of beamtrawl fishing on benthic fauna in the North Sea- a pilot study -. pp. 33-56 in: BEON rapp. 8, ISSN 0924-6576. Bergman, M.J.N., G.C.A. Duineveld & M.S.S. Lavaleye, 2005. Long term closure of an area to fisheries at the Frisian Front (SE North Sea): effects on the bottom fauna. NIOZ rep. 2005-6 Bergman, M.J.N. & J.W. van Santbrink 2000. Fishing mortality of populations of megafauna in sandy sediments. In Kaiser, M.J. & S.J. de Groot (eds.) The effects of fishing on non-target species and habitats. Biological, conservation and socio-economic issues. Blackwell Science Ltd., Oxford 399 pp. Bijkerk, R. 1988. Ontsnappen of begraven blijven, de effecten op bodemdieren van een verhoogde sedimentatie als gevolg van baggerwerkzaamheden. RDD aquatic ecosystems, Groningen. Cadée, G.C., J.P. Boon, C.V. Fischer, B.P. Mensink & C.C.Ten HallersTjabbes 1995. Why the whelk (Buccinum undatum) has become extinct in the Dutch Wadden Sea. Neth. J. Sea Res. 34 (4) 337-339. Condon, R.H., W.M. Graham, C.M. Duarte, K.A. Pitt, C.H. Lucas, S.H.D. Haddock, K.R. Sutherland, K.L. Robinson, M.N. Dawson, M.B. Decker, C.E. Mills, J.E. Purcell, A. Malej, H. Mianzan, S. Uye, S. Gelcich & L.P. Madin 2012. Questioning the rise of gelatinous zooplankton in the world's oceans. BioScience 62 (2) 160-169. Craeymeersch, J.A., J. Buijs, G.J. Piet, A.D. Rijnsdorp 1998. Abundantie en soortensamenstelling van het macrobenthos in relatie tot de intensiteit van de boomkorvisserij. In: Bergman, M.J.N. et al. (1998). The distribution of benthic macrofauna in the Dutch sector of the North Sea in relation to the micro distribution of beam trawling: final report 1998. BEON Rapport 98(2): pp. 17-28. Craeymeersch J.A. & J. Perdon 2005. De Otterschelp Lutraria in de Nederlandse wateren. Het Zeepaard 65 (5) 144-150. Craeymeersch, J.A., M.F. Leopold & M. van Wijk 2001. Halfgeknotte strandschelp en Amerikaanse zwaardschede: een overzicht van bestaande kennis over visserij, economische betekenis, regelgeving, ecologie van de beviste soorten en effecten op het ecosysteem. pp. 34. RIVO Nederlands Instituut voor Visserijonderzoek, IJmuiden. Craeymeersch J.A. & J. Perdon 2006. De halfgeknotte strandschelp, Spisula subtruncata, in de Nederlandse kustwateren in 2005. RIVO/DLO. Rapport C036/06. Craeymeersch, J., M.R. van Stralen, J.W. Wijsman, J. Kesteloo, J. Perdon & I. de Mesel 2007. Ontwikkeling van een monstertuig voor bestandsopnames van mesheften. IMARES Rapport C084/07. Daan, N., 2012. Vissoep. Visionair 5 (23) 39-41. Daan, N., H. Gislason, J.G. Pope & J.C. Rice 2011. Apocalypse in world fisheries? "The reports of their death are greatly exaggerated". ICES

37

Journal of Marine Science 68: 1375-1378. Dankers, N., A. Meijboom, M. de Jong, E. Dijkman, J. Cremer & S. van der Sluis 2004. Het ontstaan en verdwijnen van droogvallende mosselbanken in de Nederlandse Waddenzee. Alterra rapport 921. Dankers, N.M.J.A., A. Meijboom, J.S.M. Cremer, E.M. Dijkman, Y. Hermes & L. te Marvelde 2003. Historische ontwikkeling van droogvallende mosselbanken in de Nederlandse Waddenzee. Alterra rapport 876. De Vooijs, C.G.N. 2001. Oestervisserij in Noordzee ruim honderd jaar geleden, historische gegevens 'de oestergronden'. Visserijnieuws 2001 Schaal- en schelpdierenspecial p. 3. De Vooys C.G.N. & J. van der Meer 2010. The whelk (Buccinum undatum L.) in the western Dutch Wadden Sea in the period 1946–1970: Assessment of population characteristics and fishery impact. J. Sea Res 63: 11-16. Duineveld G.C.A., M.J.N. Bergman & M.S.S. Lavaleye 2007. Effects of an area closed to fisheries on the composition of the benthic fauna in the southern North Sea. ICES Journal of Marine Science 64: 1-10. Duinker, T. 1993. De geschiedenis van de Oosterender oesterhaven van 1844. Eisma, D. 1980. De Noordzee. Het Spectrum, Utrecht. Entrop, B. 1972. Beschadigingen en reparaties aan de schelp en verminkingen van het operculum van de Wulk - Buccinum undatum L. Vita Marina 1972 - Buikpotigen 99-106. EG 1998. Verordening (EG) Nr. 850/98van de Raad van 30 maart 1998 voor de instandhouding van de visbestanden via technische maatregelen voor de bescherming van jonge exemplaren van mariene organismen. EU. Fonds, M. 1991. Measurements of catch composition and survival of benthic animals in beam trawl fishery for sole in the southern North Sea. In BEON rep. 13: Effects of beam trawl fishery on the bottom fauna in the North Sea II - The 1990 studies, pp. 53-67. Beleidsgericht Ecologisch Onderzoek Noordzee-Waddenzee, ‘s Gravenhage. 85 pp. Goudswaard, P.C., J.J. Kesteloo K.J. Perdon & J.M. Jansen 2008. Mesheften (Ensis directus), halfgeknotte strandschelpen (Spisula subtruncata), kokkels (Cerastoderma edule) en otterschelpen (Lutraria lutraria) in de Nederlandse kustwateren in 2008. IMARES rapp. C069/08. Goudswaard, P.C., K.J. Perdon. J.J. Kesteloo, J.G. Jol, C. van Zweeden & J.M. Jansen 2009. Mesheften (Ensis directus), Strandschelpen (Spisula subtruncata), Kokkels (Cerastoderma edule), Mosselen (Mytilus edulis) en Otterschelpen (Lutraria lutraria) in de Nederlandse kustwateren in 2009. IMARES rapp. C086/09. Goudswaard, P.C., K.J. Perdon, J.J. Kesteloo, J. Jol, C. van Zweeden, E. Hartog, J.M.J Jansen & K. Troost 2010. Schelpdieren in de Nederlandse kustwateren, een kwantitatieve en kwalitatieve bestandsopname in 2010. IMARES rapp. C099/10. Goudswaard, P.C., K.J. Perdon, J. Jol, J.J. Kesteloo, C. van Zweeden & K. Troost 2011. Schelpdieren in de Nederlandse kustwateren, bestandsopname 2011. IMARES rapp. C094/11.

Jennings, S., K.J. Warr, S.P.R. Greenstreet & A.J.R. Cotter 2000. Spatial and temporal patterns in North Sea fishing effort. In: Kaiser, M.J. & S.J. de Groot (eds.) The effects of fishing on non- target species and habitats. Biological, conservation and socio-economic issues. Blackwell Science Ltd., Oxford 399 pp. Kesteloo, J.J., M.R. Van Stralen, J. Jol & J.A. Craeymeersch 2005. Het kokkelbestand in de Nederlandse kustwateren in 2005. RIVO Rapp. C050/05. Kraan, C., T. Piersma, A. Dekinga, J. van der Meer, J.A. van Gils, B. Spaans, A. Koolhaas & C. Raaijmakers 2004. Korte termijn effecten van de mechanische kokkelvisserij in de westelijke Waddenzee op bodemfauna. Koninklijk NIOZ-Intern Rapport 2004, Texel. Lavaleye, M.S.S. & N. Dankers 1993. Garnalenvisserij wellicht schadelijk voor bodemfauna. Boomblad, april 1993: 4-6. Leopold, M.F, M.A. van der Land & H.C. Welleman 1998. Spisula en zeeeenden in de strenge winter van 1995/96 in Nederland. BEON rapp. 98-6. LNV 2003. Resultaten wetenschappelijk onderzoek EVA II Publieksversie. Ministerie van Landbouw, Natuurbeheer en Visserij. Meesters, H.W.G., R. ter Hofstede, I. De Mesel, J.A. Craeymeersch, C. Deerenberg, P.J.H. Reijnders, S.M.J.M. Brasseur & F. Fey, 2009. De toestand van de zoute natuur in Nederland. Vissen, benthos en zeezoogdieren. Wageningen, WOt Natuur & Milieu, WOt-rapport 97. Mensink, B.P., C.V. Fischer, G.C. Cadée, M. Fonds, C.C. ten HallersTjabbes & J. P. Boon 2000. Shell damage and mortality in the common whelk Buccinum undatum caused by beam trawl fishery. Journal of Sea Research 43 (1) 53-64. Olsen, O.T. 1883. The piscatorial atlas of the North Sea, English and St. George’s Channels. Taylor and Francis Publ., London. Oosterbaan, A. 1991. De grote vijf van de Hollandse kust. Natura 1991 (4) 86-87. Pauly D. 1995. Anecdotes and the shifting baseline syndrome of fisheries. Trends Ecol. Evol. 10: 430.

Pauly, D. 2007. The Sea Around Us Project: Documenting and Communicating Global Fisheries Impacts on Marine Ecosystems. Ambio 36 (4) 290-295. Polet, H. & J. Depestele 2010. Impact assessment of the effects of a selected range of fishing gears in the North Sea. ILVO technisch visserijonderzoek, Oostende, België. Poot, M.J.M., P. Schouten, L. Hoogenstein, H.H. Schoten & A. den Held 2007. Passende Beoordeling huidig en toekomstig gebruik in Natura 2000-gebied Voordelta. Basisdocument voor maatregelen beheerplan Voordelta. Bureau Waardenburg bv en Witteveen+Bos, Rapp. 06-111. Riesen, W. & K. Reise 1982. Macrobenthos of the subtidal Wadden Sea: Revisited after 55 years. Helgolander Meeresunters. 35 (4) 409-423. Roberts, C.M. 2007. The unnatural history of the sea. Island Press, Washington D.C. Rijnsdorp, A.D., M. van Stralen, D. Baars, R. van Hal, H. Jansen, M. Leopold, P. Schippers & E. de Winter 2006. Rapport inpassing visserijactiviteiten compensatiegebied MV2, IMARES-rapport C047.6. Vorberg, R. 2000. Effects of shrimp fisheries on reefs of Sabellaria spinulosa (Polychaeta). ICES J. Mar. Sci. 57: 1416-1420. Wijnhoven, S., V. Escaravage, P.M.J. Herman, A.C. Smaal & H. Hummel 2011. Short and mid-long term effects of cockle-dredging on nontarget macrobenthic species: a before-after-control- impact experiment on a tidal mudflat in the Oosterschelde (The Netherlands). Marine Ecology 32 (Suppl. 1) 1-13. Wijsman, J.W.M., J.J. Kesteloo & J.A. Craeymeersch 2006. Ecologie, visserij en monitoring van mesheften in de Voordelta in 2008. RIVO rapp. C009/06. Witbaard, R. & R. Klein 1994. Long-term trends on the effects of the southern North Sea beamtrawl fishery on the bivalve mollusc Arctica islandica L. (Mollusca, bivalvia). ICES J. mar. Sci. 51: 99-105. Witbaard, R., E. Jansma & U. Sass Klaassen 2003. Copepods link quahog growth to climate. J. Sea Res. 50: 77-83.

2b Maricultuur Nederlands Visbureau zj. Oesterdossier, 2006? (statistics: print 2006) Scholten, M.C.T., F.A. Veenstra, R.H. Jongbloed, M. Poelman, P. Kamermans, L.J.W. van Hoof, A.G. Brinkman, I.G. De Mesel, E.H.W.G. Meesters, J.E. Tamis, C.J. Smit, J. Roos- Klein Lankhorst & J.P.M. van Tatenhoven (2007). Perspectieven voor mosselzaadinvang (MZI) in de Nederlandse kustwateren. Een evaluatie van de proefperiode 2006-2007. IMARES-rapport C113.07. IMARES, IJmuiden. Smaal, A.C. & L. Lucas 2000. Regulation and monitoring of marine aquaculture in The Netherlands. Journal of Applied Ichtyology 16: 187-191 Smaal, A. C., B. J. Kater & J. Wijsman 2009. Introduction, establishment and expansion of the Pacific oyster Crassostrea gigas in the Oosterschelde (SW Netherlands). Helgol. Mar. Res. 63: 75-83. Taal, C., H. Bartelings, R. Beukers, A.J. Klok & W.J. Strietman 2010. Visserij in cijfers 2010. LEI rapp. 2010-059, Den Haag. Van Banning, P. 1991. Observations on bonamiasis in the stock of the European flat oyster, Ostrea edulis, in the Netherlands, with special reference to the recent developments in Lake Grevelingen. Aquaculture 93: 205-211.

Abrahamse, J. 1994. Vissers van Texel, tussen Scylla en Charybdis. Waddenbull. 29 (2) 71-74. De Mesel, I., P. Kamermans, W. Wiersinga, R. Jongbloed, I. Tulp & C. Smit 2009. Passende Beoordeling MZI’s op percelen. IMARES rapp. C129/09. Engelsma, M.Y., S. Kerkhoff, I. Roozenburg, O.L.M. Haenen, A. van Gool, W. Sistermans, S. Wijnhoven & H. Hummel 2010. Epidemiology of Bonamia ostreae infecting European flat oysters Ostrea edulis from Lake Grevelingen, The Netherlands. Mar. Ecol. Prog. Ser. 409:131142. Heerebout, G. 2012. Hoe de Japanse oesters Crassostrea gigas (Thunberg, 1793) in ons land kwamen. Het Zeepaard 72 (3/4) 88-99. Kamermans, P., S. Bouma & S.M. Veen 2002. Evaluatie van de mosselhangcultures in de Oosterschelde. RIVO Rapp. nr C025/02. Kamermans, P & I. de Mesel 2010. Meerjarige effectmetingen aan MZI’s in de Westelijke Waddenzee en Oosterschelde, Deelproject 2: Depositie van organisch materiaal van MZI-mosselen op de bodem in Waddenzee en Oosterschelde 2009. IMARES Rapp. C081/10.

3 Scheepvaart André, M., M. Solé, M. Lenoir, M. Durfort, C. Quero, A. Mas, A. Lombarte, M. van der Schaar, M. López-Bejar, M. Morell, S. Zaugg & L. Houégnigan 2011. Low-frequency sounds induce acoustic trauma in cephalopods. Frontiers in Ecology and the Environment, 9 (9) 489493. Dijkgraaf, S. 1963. Versuche über Schallwahrnehmung bei Tintenfischen. Die Naturwissenschaften 50: 50. Guerra, A., A.F. González & F. Rocha 2004. A review of the records of giant squid in the north-eastern Atlantic and severe injuries in Architeuthis dux stranded after acoustic explorations. ICES Annual Science Conference, 2–25 September 2004, Vigo, Spain. Kastelein, R.A. 2008. Effects of vibrations on the behaviour of cockles (Bivalve Molluscs). Bioacoustics 17 (1-3) 74-75. Kastelein, R.A. 2009. Onderwatergeluid: één van de grootste bedreigingen van zeedieren. De Levende Natuur 110 (6) 266-269. Lengkeek, W., S. Bouma & H.W. Waardenburg 2011. Een beschermde status voor wrakken in de Noordzee?. Bureau Waardenburg, rapport nr. 11-160.

Mooney, T.A., R.T. Hanlon, J. Christensen-Dalsgaard, P.T. Madsen, D.R. Ketten & P.E. Nachtigall 2010. Sound detection by the longfin squid (Loligo pealeii) studied with auditory evoked potentials: sensitivity to low-frequency particle motion and not pressure. The Journal of Exp. Biology 213: 3748-3759. Stiefelhagen, B., C. Kuyvenhoven, K. Bartelink, A. van Aarsen & P. Verhoog 2010. Wrakken, schatkamers van de Noordzee. Underwater Magic. Van der Weide, H. 2008. Wrakkeneldorado in de Noordzee? Ontzenuwing van een mythe. Duiken 19 (9) 26-29. Van Moorsel, G.W.N.M., H.W. Waardenburg & J. van der Horst 1991. Het leven op en rond scheepswrakken en andere harde substraten in de Noordzee (1986 tot en met 1990) - een synthese -. Bureau Waardenburg, Culemborg, rapp. nr 91.19. Zintzen, V & C. Massin 2010. Artificial hard substrata from the Belgian part of the North Sea and their influence on the distributional range of species. Belg. J. Zool. 140 (1) 20-29.

38

4 Waterbouwkundige werken De Groot, B. 1982. De kreeft: krachtig en kwetsbaar. Spiegel der natuur 13: 389-392. Duursma E.K., H. Engel & Th.J.M. Martens (ed.) 1982. De Nederlandse Delta. Een compromis tussen milieu en techniek in de strijd tegen het water. Natuur en Techniek, Maastricht. Flameling, I. 2003. Hoog water, 50 jaar na de watersnoodramp. Ministerie van Verkeer en Waterstaat. Den Haag. Janssen, G.M. 2008. Strand, meer dan zand. Oratie Vrije Universiteit, Amsterdam. Kuijper, W. 2000. De weekdieren van de Nederlandse brakwatergebieden (Mollusca). Ned. Faunistische Meded. 12: 41-120.

Paalvast, P. & G. van der Velde 2011a. New threats of an old enemy: The distribution of the shipworm Teredo navalis L. (Bivalvia: Teredinidae) related to climate change in the Port of Rotterdam area, the Netherlands. Marine Pollution Bulletin 62: 1822–1829. Wolff, W.J. 1996. Changes in biodiversity of the Wadden Sea and adjacent habitats: The Netherlands, Germany and Denmark. pp. 531-547 in: Scaro, R.C. & D.W. Johnson (eds) 1996. Biodiversity in managed landscapes: Theory and Practice. Oxford University Press N.Y. Wolff, W.J. & J. Post 1979. Oosterschelde, leven in en om het water. Sijthoff, Alphen a. d. Rijn.

5 Winning van olie en gas, windparken Bouma, S. & W. Lengkeek 2009. Development of underwater flora- and fauna communities on hard substrates of the offshore wind farm Egmond aan Zee (OWEZ). Bureau Waardenburg, rep. 08-220. Van Moorsel, G.W.N.M., H.W. Waardenburg & J. van der Horst 1991. Het leven op en rond scheepswrakken en andere harde substraten in de Noordzee (1986 tot en met 1990) - een synthese -. Bureau Waardenburg, Culemborg, rapp. nr. 91.19.

VenW, VROM & LNV 2009. Nationaal Waterplan 2009-2015 en Beleidsnota Noordzee 2009-2015. Website www.noordzeeloket.nl/noordzeebeleidNWP/nationaal_waterplan/Dow nload/ [geraadpleegd 17 november 2012]. IDON 2005. Integraal Beheerplan Noordzee 2015. Interdepartementale Directeurenoverleg Noordzee.

6 Winning van zand, grind en schelpen Dankers, N.M.J.A. & G.W.N.M. van Moorsel 2001. Schelpenbanken als ecotoop: flora en fauna op schelpenbanken in de Waddenzee. Alterra, Rapport 202. 66 pp. Essink, K. 2005. Bodemfauna en beleid. Een overzicht van 35 jaar bodemfauna onderzoek en monitoring in Waddenzee en Noordzee. Rapport RIKZ-2005.028. ICES WGEXT 2011. Report of the Working Group on the effects of extraction of marine sediments on the marine ecosystem, Delft, the Netherlands, 11-15 April 2011. ICES Copenhagen. Lindeboom, H.J., R. Witbaard, O.G. Bos & H.W.G. Meesters 2008. Gebiedsbescherming Noordzee, Habitattypen, instandhoudingsdoelen en beheersmaatregelen. Wageningen, Wettelijke Onderzoekstaken Natuur & Milieu, WOtwerkdocument 114. Van der Veer, H.W., M.J.N. Bergman & J.J. Beukema 1985. Dredging

activities in the Dutch Wadden Sea: effects on macrobenthic infauna. Neth. J. Sea Res. 19: 183-190. Van Dalfsen 1999. Ecologische effecten van grootschalige zandwinning. Werkdocument t.b.v. visieontwikkeling op kustplannen. RIKZ, werkdoc. AB 98.105xxx. Van Dalfsen, J.A., K. Essink, H. Toxvig Madsen, J. Birklund, J. Romero & M. Manzanera 2000. Differential response of macrozoobenthos to marine sand extraction in the North Sea and the Western Mediterranean. ICES Journal of Marine Science 57: 1439–1445. Van Duin, C.F., W. Gotjé, C.J. Jaspers & M. Kreft 2007. MER Winning suppletiezand Noordzee 2008 t/m 2012. Grontmij, Houten. Van Moorsel, G.W.N.M. 2003. Ecologie van de Klaverbank, Biotasurvey 2002. Ecosub, Doorn, 154 pp.

7 Zandsuppleties en baggeren Bijkerk, R. 1988. Ontsnappen of begraven blijven, de effecten op bodemdieren van een verhoogde sedimentatie als gevolg van baggerwerkzaamheden. RDD aquatic ecosystems, Groningen. Brett, S.E. & A. Wassenaar 1990. Relationship between suspended particulate matter concentration and gill and palp sizes in Mytilus edulis. Rijkswaterstaat, Dienst Getijdewateren. Notitie GWAO90.12017. Essink, K 1993. Ecologische effecten van baggeren en storten van baggerspecie in het Eems-Dollard estuarium en de Waddenzee. Rapp. DGW-93.020. Essink, K 1999. Ecological effects of dumping of dredged sediments; options for management. J. Coastal Cons. 5: 69-80. Essink, K. 2005. Bodemfauna en beleid. Een overzicht van 35 jaar bodemfauna onderzoek en monitoring in Waddenzee en Noordzee. Rapport RIKZ-2005.028.

Gmelig Meyling, A.W. & R.H. De Bruyne 1994. Zicht op zee. Waarnemingen van veranderingen in de nabije kustzone door strandmonitoring met strandwachten. Stichting ANEMOON, Heemstede. Honkoop, P J.C., B.L. Bayne & J. Drent 2003. Flexibility of size of gills and palps in the Sydney rock oyster Saccostrea glomerata (Gould, 1850) and the Pacific oyster Crassostrea gigas (Thunberg, 1973). J. Exp. Mar. Biol. Ecol. 219 (1-2) 87-103. Kranz, P.M. 1974. The anastrophic burial of bivalves and its paleoecological significance. J. of Geology 82: 237-265. Stutterheim, S. 2002. van Noord tot Noordwest, een studie naar de berging van baggerspecie op loswallen. Rapport RIKZ/2002.047. Tatman, S., H. Baptist, T. van Kessel & G. van Moorsel 2007. Passende beoordeling: storten van specie in de Westerschelde t.b.v. baggerwerken in de Braakmanhaven en de haven van Terneuzen. Rapp. WL | Delft hydraulics Z4315.

8 Verontreiniging tings in the North Sea. Neth. J. Sea Res. 33: 113-127. Daan, R., M. Mulder & R. Witbaard, 2006. Oil contaminated sediments in the North Sea: environmental effects 20 years after discharges of OBM drill cuttings. NIOZ-rapport 2006-4. De Wolf, P. 1990. De Noordzee. Terra, Zutphen. Gmelig Meyling, A.W., H. Borren & J. Willemsen 2007. Purperslak (Nucella lapillus) inventarisatie en monitoringproject jaarverslag 2007. ANEMOON rap. nr. 2007-15. Hunt, J.W. & B.S. Anderson 1993. From research to routine: a review of toxicity testing with marine molluscs. pp. 320-339 in: Landis, W.G., J.S. Hughes & M.A. Lewis (eds.) Environmental toxicology and risk

Bakker, J., G. Lüerßen, H. Marencic & K. Jung 2009. Hazardous substances. Thematic Report No. 5.1. in: Marencic, H. & J. de Vlas (eds). Quality Status Report 2009. Wadden Sea Ecosystem No. 25. Common Wadden Sea Secretariat, Trilateral Monitoring and Assessment Group, Wilhelmshaven, Germany. Claessens, M., K. Rappé, P. Roose & C. Janssen 2010. Hoe vervuild is onze Noordzee nu eigenlijk ? De Grote Rede 27: 3-11. Daan, R., W.E. Lewis & M. Mulder 1990. Biological effects of discharged oil-contaminated drill cuttings in the North Sea. NIOZ-report 1990-5, Texel, Netherlands (Boorspoeling III & IV). Daan, R., M. Mulder & A. van Leeuwen 1994. Differential sensitivity of macrozoobenthic species to discharges of oil-contaminated drill cut-

39

assessment. Am. Soc. for Testing and Mat. STP 1179, Philadelphia. ICONA 1992. North Sea atlas for Netherlands policy and management. Stadsuitgeverij Amsterdam. IDON 2004. Noordzee-atlas. Ministerie van Verkeer en Waterstaat / Rijkswaterstaat Directie Noordzee. Updates via www.noordzeeatlas.nl Kuiper, J. & H. van het Groenewoud 1986. Monitoren van de verspreiding en de biologische effecten van olie rond platforms op de Noordzee, eindrapport. TNO rapp. R85/350a: 52 pp. Leslie, H., M. Moester, M. de Kreuk & D. Vethaak 2012. Verkennende studie naar lozing van microplastics door rwzi’s. H2O 2012 14/15: 4547. Min. I&M 2011. Water in Beeld, Voortgangsrapportage Nationaal Waterplan over het jaar 2010. Ministerie van Infrastructuur en Milieu. Min. V&W 2009. Water in Beeld 2009, Voortgangsrapportage over het waterbeheer in Nederland. Min. V&W. Neira, C. & M. Rackemann 1996. Black spots produced by buried macroalgae in intertidal sandy sediments of the Wadden Sea: effects on the meiobenthos. J. Sea Res. 36 (3/4) 153-170. OSPAR Commission 2009. Coordinated Environmental Monitoring Programme: assessment report: 2008/2009. Assessment of trends and concentrations of selected hazardous substances in sediments and biota. Monitoring and Assessment Series, Publ. nr. 390/2009. Sheehan, P.J. 1984. Chapter 4: Effects on individuals and populations. pp 23-50 in: Sheehan, P.J., D.R.Millar, G.C. Butler & P. Bourdeau 1984. Effects of pollutants at the ecosystem level (part I). John Wiley & sons, N.Y. Ten Hallers-Tjabbes, C.C., J.W. Wegener, A.G.M. van Hattumc, J.F. Kemp, E. ten Hallers, T.J. Reitsema & J.P. Boon 2003. Imposex and organotin concentrations in Buccinum undatum and Neptunea antiqua from the North Sea: relationship to shipping density and hydrographical conditions. Mar. Env. Res. 55 (3) 203-233.

Ten Hallers-Tjabbes, C. & A. Gmelig Meyling 2009. Wulk en Purperslak, naast TBT bedreigd door visserij en zandsupppletie. De Levende Natuur 110 (6) 270-272. Ten Hallers-Tjabbes, C.C., J.F. Kemp & J.P. Boon 1994. Imposex in whelks (Buccinum undatum) from the open North Sea: relation to shipping traffic intensities. In: Mar. Poll. Bull. 28(5): 311-313. Van Beusekom, J.E.E., P.V.M. Bot, J. Carstensen, J.H.M. Goebel, H. enhart, . Pa tsch, T. Petenat. T. Raabe, K. Reise & B. Wetsteijn 2009. Eutrophication. Thematic Report No. 6. In: Marencic, H. & J. De Vlas (eds.) 2009. Quality Status Report 2009. WaddenSea Ecosystem No. 25. Common Wadden Sea Secretariat, Trilateral Monitoring and Assessment Group, Wilhelmshaven, Germany. Van den Broeck H, H. De Wolf, T. Backeljau & R. Blust 2009. Comparative assessment of reproductive impairment in the gastropod mollusc Littorina littorea along the Belgian North Sea coast. Sci Total Environ. 2009 407 (8) 3063-3069. Van den Heuvel-Greve, M.J. 2009. Datarapport: T0 monitoring van gehalten aan zware metalen in biotamonsters van de Oosterschelde en Westerschelde . IMARES Rapport nr C136/09. Van Moorsel, G.W.N.M. 1996. Ecologisch profiel Purperslak (Nucella lapillus). Watersysteemverkenningen. Bureau Waardenburg, Culemborg, rapp. nr 96.01. Von Westernhagen, H. & V. Dethlefsen 1982. North Sea oxygen deficiency 1982 and its effects on the bottom fauna. Ambio 12 (5) 264-266. Witmer, M.C.H., J. de Jonge & E.L. Enserink 2004. Van inzicht naar doorzicht. Beleidsmonitor water, thema chemische kwaliteit van oppervlaktewater. RIVM Rapp. 500799004, Bilthoven. Zevenboom, W., M. Bommelé & C. Reuther 2003. Signalen uit de Noordzee. Signaleren, beoordelen, evalueren en reageren. VenW/Rijkswaterstaat Noordzee, Rapport NZ – 2003/10. Ministerie van Verkeer en Waterstaat / Rijkswaterstaat Directie Noordzee.

9 Exoten 1793) in ons land kwamen. Het Zeepaard 72 (3/4) 88-99. Petersen, K.S., K.L. Rasmussen, J. Heinemeier & N. Rud 1992. Clams before Columbus? Nature 359: 679. Smaal, A.C., B.J. Kater & J.W.M. Wijsman 2009. Introduction, establishment and expansion of the Pacific oyster Crassostrea gigas in the Oosterschelde. Helgoländer Meeresuntersuchungen 63: 75-83. Van den Brink, A. & J.W.M. Wijsman 2010a. High risk exotic species with respect to shellfish transports from the Oosterschelde to the Wadden Sea. IMARES rapp. C025/10. Van den Brink, A. & J.W.M. Wijsman 2010b. Freshwater immersion as a method to remove Urosalpinx cinerea and Ocinebrellus inornatus from mussel seed. Report No. C020/10, Wageningen IMARES, Yerseke. Van der Weijden, W.J., R. Leewis & P. Bol 2005. Biologische globalisering, Omvang, oorzaken, gevolgen, handelingsperspectieven. CLM, Milieu en Natuur Planbureau, TU Delft. Wijnhoven, S. & H. Hummel 2009. Historische analyse exoten in de Zeeuwse delta. De opkomst, verspreiding, ontwikkeling en impact van exoten onder de macrofauna van het zachte substraat in de Zeeuwse brakke en zoute wateren. Monitor Taskforce Publication Series 2009-11. Wijsman, J.W.M. & I.G. De Mesel 2009. Duurzame schelpdiertransporten. IMARES Rapport C067/09. Wolff, W.J. 2005. Non-indigenous marine and estuarine species in The Netherlands. Zoölogische Mededelingen 79(1) 1-116.

De Kluijver, M.J. 2006. Non-indigenous species in the Oosterschelde. p. 37-43 & 67-93 in Wijsman, J.W.M. & A.C. Smaal. Risk analysis of mussel transfer. Wageningen IMARES, report C044/06: 103p. Fey, F., A.M. van den Brink, J.W.M. Wijsman & O.G. Bos 2010. Risk assessment on the possible introduction of three predatory snails (Ocinebrellus inornatus, Urosalpinx cinerea, Rapana venosa) in the Dutch Wadden Sea. IMARES rapp. nr C032/10. Gittenberger, A., M. Rensing, H. Stegenga & B.W. Hoeksema 2010. Native and non-native species of hard substrata in the Dutch Wadden Sea. Ned. Faun. Meded. 33: 21-76. Gittenberger, A., M. Rensing, N. Schrieken & H. Stegenga 2012. Waddenzeeinventarisatie van aan hard substraat gerelateerde organismen met de focus op exoten, zomer 2011. GiMaRIS rapp 2012.01 i.o.v. de Producentenorganisatie van de Nederlandse Mosselcultuur. Gollasch, S., D. Haydar, D. Minchin, W.J. Wolff & K. Reise 2009. Introduced aquatic species of the North Sea coasts and adjacent brackish waters. p. 507-528 in: Rilov, G. & J.A. Crooks (eds.) Biological Invasions in Marine Ecosystems. 507 Ecological Studies 204,SpringerVerlag Berlin Heidelberg. Haydar, D. 2010. What is natural? The scale and consequences of marine bioinvasions in the North Atlantic Ocean. PhD Thesis R.U. Groningen. Haydar, D. 20 What is natural? The scale of cryptogenesis in the North Atlantic Ocean. Diversity and Distributions 18: 101-110. Heerebout, G. 20 Hoe de Japanse oesters Crassostrea gigas (Thunberg,

40

10 Klimaatverandering 1915. Philippart, C.J.M. (ed.) 2007. Impacts of climate change on the European marine and coastal environment, ecosystems approach. European Science Foundation, Position paper 9. Philippart, C.J.M., H.M. van Aken, J.J. Beukema, O.G. Bos, G.C. Cadée & R. Dekker 2003. Climate-related changes in recruitment of the bivalve Macoma balthica. Limnol. Oceanogr. 48(6) 2171–2185. Provoost, P., S. van Heuven, K. Soetaert, R.W.P.M. Laane & J.J. Middelburg 2010. Seasonal and long-term changes in pH in the Dutch coastal zone. Biogeosciences 7: 3869–3878. Ter Hofstede, R., J.G. Hiddink & A.D. Rijnsdorp 2010. Regional warming changes fish species richness in the eastern North Atlantic Ocean. Mar. Ecol. Prog. Ser. 414: 1-9. Van Hal, R., O. Bos & R.G. Jak 2011. Noordzee: systeemdynamiek, klimaatverandering, natuurtypen en benthos; Achtergronddocument bij Natuurverkenning 2011. Wageningen, Wettelijke Onderzoekstaken Natuur & Milieu, WOt-werkdocument 255.

Gazeau, F., C. Quiblier, J.M. Jansen, J.-P. Gattuso, J.J. Middelburg & C.H.R. Heip 2007. Impact of elevated CO2 on shellfish calcification. Geophys. Res. Lett. 34: L07603. Heip, C. 2011. Climate change and marine ecosystem research, synthesis of European research on the effects of climate change on marine environments. CLAMER deliverable nr. 1.2. Hiddink, J.G. & R. ter Hofstede 2008. Climate induced increases in species richness of marine fishes. Global Change Biology 14: 453-460. Hiscock, K., A. Southward, I. Tittley & S. Hawkins 2004. Effects of changing temperature on benthic marine life in Britain and Ireland. Aquatic Conservation: Marine and Freshwater Ecosystems 14 (4) 333-362. Kerckhof, F. & J. Seys 2005. Fauna en flora in een opwarmende Noordzee. De Grote Rede 13 2-9, juni 2005. O'Donnell, M.J., M.N. George & E. Carrington 2013. Mussel byssus attachment weakened by ocean acidification. Nature Climate Change online 10 maart 2013. Perry, A.L., P.J. Low, J.R. Ellis & J.D. Reynolds 2005. Climate change and distribution shifts in marine fishes. Science 308 (5730) 1912-

41