Handreiking Diagnostiek Ecologische kwaliteit van watersystemen

Handreiking Diagnostiek Ecologische kwaliteit van watersystemen

November 2007

A COMPANY OF

HASKONING NEDERLAND B.V. RUIMTELIJKE ONTWIKKELING

Documenttitel

Handreiking Diagnostiek Ecologische kwaliteit van watersystemen

Verkorte documenttitel Versie nummer Datum Opdrachtgever

Handreiking Diagnostiek 03 november 2007 Cor Schipper en Hannie Maas RWS

Ontwikkeld door Auteurs

Royal Haskoning drs. M.C. van Riel ir. R.A.E. Knoben

INHOUDSOPGAVE Blz. 1

INLEIDING 1.1 Waarom een Handreiking Diagnostiek Waterkwaliteit? 1.2 Positionering van de Handreiking binnen de KRWmonitoring

1 1 2

2

STRUCTUUR EN CONCEPTUEEL KADER VAN DE DIAGNOSTIEK 2.1 Inleiding 2.2 Conceptueel kader 2.3 Diagnostiek en diagnostisch instrumentarium 2.4 De maatregelen

3 3 3 4 5

3

KNELPUNTEN 3.1 Inleiding: maatlatten en watertypen 3.2 Knelpunten op maatlatten 3.3 Stuurvariabelen per watertypen 3.3.1 Stromende wateren 3.3.2 Meren 3.3.3 Vennen 3.3.4 Overgangswateren 3.3.5 Kustwateren

7 7 7 8 9 11 12 14 16

4

HOOFDSTUK 4: STUURVARIABELEN 4.1 Stoffen 4.2 Hydrologie 4.3 Morfologie 4.4 Soorten 4.5 Complexen

17 17 22 27 32 36

5

INSTRUMENTEN VOOR NADER ONDERZOEK

40

6

KENNISREGELS VOOR NADER ONDERZOEK 6.1 KRW producten

53 59

7

VOORBEELDEN

64

ATTACHMENT I: FACTSHEETS

86

ATTACHMENT II: INVENTARISATIE BIOASSAYS PER WATERTYPE

125

ATTACHMENT III: INVENTARISATIE ECOASSAYS PER KWALITEITSELEMENT

134

LITERATUUR OVER BIOASSAYS

140

LITERATUUR OVER ECOASSAYS

144

LITERATUUR

148

Handreiking Diagnostiek Error! Reference source not found.

i

Error! Reference source not found. Error! Reference source not found.

1

INLEIDING

1.1

Waarom een Handreiking Diagnostiek Waterkwaliteit? In 2004 zijn voor de vier Nederlandse stroomgebiedsdistricten de eerste rapportages opgesteld die voortvloeien uit de verplichtingen van de Europese Kaderrichtlijn Water (KRW) (EU, 2000). De rapporten typeren de watersystemen en beschrijven de huidige kwaliteitstoestand en de belangrijkste problemen van de watersystemen op hoofdlijnen. De algemene conclusie is dat er de komende jaren nog veel maatregelen nodig zijn om de ecologische en chemische kwaliteit van de watersystemen te verbeteren en de doelstellingen van de KRW en de daarvan afgeleide normen te halen. Om deze doelen te halen wordt gebruik gemaakt van een breed spectrum van soms ingrijpende maatregelen: van beleid en regelgeving, vergunningen en technische maatregelen die binnen het bereik van het waterbeheer liggen, tot gedragsveranderingen of ingrepen in andere sectoren die grote economische gevolgen kunnen hebben. Het is voor de waterbeheerder zaak om maatregelen zo efficiënt en effectief mogelijk te kiezen. Dat kan alleen als hij de werkelijke oorzaak van het waterkwaliteitsprobleem goed heeft geanalyseerd. De dagelijkse praktijk leert dat de knelpuntenanalyse vaak slechts bestaat uit het bestuderen van (beperkte) standaard monitoringsgegevens en dat de keuze van maatregelen voornamelijk gemaakt wordt op basis van gezond verstand of deskundigenoordeel. Een volledige diagnose ontbreekt en men houdt zich vooral bezig met symptoombestrijding. Naar de medische analogie: de patiënt is ziek en de thermometer geeft verhoging aan. We bestrijden de pijnsymptomen met paracetamol en hopen dat het daarmee beter wordt. De oorzaak blijft bij deze benadering een raadsel. Tegen deze werkwijze is niets in te brengen als het resultaat bevredigend is, maar het is de vraag of deze voldoende is voor de onderbouwing die de KRW vraagt voor de keuze voor de maatregelenpakketten die voor de vier Nederlandse stroomgebiedsdistricten voorgesteld worden in het Stroomgebiedsbeheersplan. De opgedane ervaringen in de afgelopen jaren in een groot aantal projecten met complexe problemen kan bijdragen aan een verbeterde onderbouwing van de keuze voor een bepaald maatregelenpakket door de waterbeheerder.

Wat biedt deze Handreiking? Deze Handreiking Diagnostiek Waterkwaliteit biedt de waterbeheerder: · een aantal hulpmiddelen om de stap van de diagnose van een waterkwaliteitsprobleem explicieter en meer gestructureerd te maken; · een integraal overzicht van onderzoeksinstrumenten (tools); · een overzicht van bestaande methodieken uit verschillende werkvelden; · kennis uit ervaringen van waterbeheerders en projecten. Wat biedt de Handreiking niet? Watersystemen kunnen complex zijn en uniek in opbouw en functioneren. De beschikbare kennis bij de waterbeheerder over systemen varieert. Maatwerk is daarom het devies als deze Handreiking tekort schiet. Deze Handreiking is dan ook: · geen oplossing voor alle mogelijke problemen die zich in de dagelijkse praktijk voordoen; · geen encyclopedie van alle diagnostische onderzoekstools voor alle problemen in alle watertypen; Handreiking Diagnostiek Error! Reference source not found.

Error! Reference source not found. 1

Error! Reference source not found.

·

geen uitgewerkte catalogus van alle mogelijke maatregelen die in een concrete situatie toe te passen zijn. Hiervoor is een Kennisbank Maatregelen in ontwikkeling.

Doelgroep De Handreiking richt zich op medewerkers van waterbeheerders of andere instellingen die zich bezighouden met beleid, onderzoek of uitvoering rond de kwaliteit van oppervlaktewatersystemen. 1.2

Positionering van de Handreiking binnen de KRWmonitoring Op welk moment in het waterbeheer is behoefte aan de diagnosehulpmiddelen die met deze Handreiking worden geboden? De KRW beschrijft drie typen monitoring voor het volgen en bepalen van de ecologische en chemische toestand van waterlichamen: · toestand en trendmonitoring (surveillance monitoring); · operationele monitoring (operational monitoring); · monitoring voor Nader Onderzoek (investigative monitoring). Nadat de ecologische doelstelling voor een bepaald waterlichaam is vastgesteld (de GET of GEP voor dat betreffende waterlichaam), dient door middel van toestand en trendmonitoring op regelmatige tijden gevolgd te worden of de doelstelling binnen de termijn (vóór 2015) gehaald zal worden. Dit geldt ook voor de kwaliteitsnormen voor prioritaire stoffen. Als blijkt dat de toestand van het water chemisch en/of ecologisch niet op het juiste spoor zit, kan operationele monitoring ingezet worden om de afwijking preciezer in kaart te brengen en om de effecten van genomen maatregelen te volgen. Voor beide genoemde typen monitoring heeft de landelijke KRW werkgroep Monitoring Informatievoorziening en Rapportage (MIR) onlangs richtlijnen gepubliceerd (Van Splunder et al., 2006). Monitoring voor Nader Onderzoek wordt ingezet op het moment dat operationele monitoring niet het gewenste resultaat geeft: de chemische en/of ecologische trend van het water blijft onvoldoende, de oorzaak wordt niet duidelijk, eventueel gekozen maatregelen hebben nog onvoldoende effect. De Handreiking Diagnostiek Waterkwaliteit past in dit laatste type monitoring; monitoring voor Nader Onderzoek. Aan de hand van een aantal keuzemogelijkheden geeft de Handreiking Diagnostiek de waterbeheerder inzicht in mogelijke oorzaken van de onvoldoende score op de biologische en/of chemische maatlatten. Achter elke mogelijke oorzaak die samenhangt met fysisch chemische stuurvariabelen hangt een ‘diagnostisch instrumentarium’. Dit instrumentarium wordt gevormd door een aantal praktische laboratorium en veldexperimenten waarmee oorzaak en gevolg aangetoond en onderbouwd kunnen worden. De inzet van een dergelijk diagnostisch instrumentarium helpt bij de keuze en voor bepaalde maatregelen, de prioritering ervan en vergroot effectiviteit en haalbaarheid.




2

STRUCTUUR EN CONCEPTUEEL KADER VAN DE DIAGNOSTIEK

2.1

Inleiding De Handreiking Diagnostiek Waterkwaliteit is toegespitst op de systematiek die de KRW voorschrijft voor het monitoren en beoordelen van de ecologische en chemische toestand van oppervlaktewaterlichamen. Deze systematiek met bijbehorende verplichtingen is al op vele plaatsen beschreven. In dit hoofdstuk volstaan we daarom met een korte beschrijving van de elementen van de KRWsystematiek die nodig zijn om de werkwijze van de Handreiking Diagnostiek te begrijpen. Sleutelwoorden zijn biologische kwaliteitselementen en de maatlatten. Biologische kwaliteitselementen zijn vis, macrofauna, macrofyten, angiospermen, macroalgen, fytobenthos en fytoplankton. Deze bepalen de uiteindelijke ecologische kwaliteit van een waterlichaam. Voor elk van deze biologische kwaliteitselementen wordt de kwaliteitsklasse bepaald met behulp van specifieke maatlatten. Als voor een biologisch kwaliteitselement het kwaliteitsoordeel onvoldoende is, dat wil zeggen lager dan de doelstelling voor een zeker oppervlaktewaterlichaam, moet de waterbeheerder de oorzaak van de slechte kwaliteit achterhalen om gerichte maatregelen te kunnen formuleren. Het startpunt van de diagnosemethodiek ligt daarom bij de uitkomsten van de maatlatten voor de biologische kwaliteitselementen. Hydromorfologische en fysisch chemische kwaliteitselementen worden bij deze methodiek als stuurvariabelen gezien welke de biologische kwaliteitselementen ondersteunen. De structuur van deze werkwijze is uitgewerkt in paragraaf 2.2.

2.2

Conceptueel kader De KRW stelt het ecologisch functioneren van waterlichamen centraal. De doelstellingen zijn geformuleerd in termen van afwijkingen ten opzichte van de natuurlijke referentietoestand of een veranderde variant daarvan. Dit betekent dat ook de diagnose gericht moet zijn op de afwijkingen in opbouw en functioneren van een aquatisch ecosysteem ten opzichte van de referentie; een goede kennis van het systeem wordt hierbij verondersteld. Voor de Handreiking is gezocht naar een eenvoudig conceptueel kader om de diagnostische hulpmiddelen te structureren. Als conceptueel kader is gekozen voor de 5Sbenadering (Verdonschot, 1995). Dit concept bevat de belangrijkste factoren, of beter factorencomplexen, die levensgemeenschappen in beken bepalen. Dit concept is, behalve voor beken, ook bruikbaar voor andere watertypen als we de termen structuur en stroming vervangen door respectievelijk morfologie en hydrologie. Naast terminologie is het relatieschema aangepast in lijn van de KRW. Als startpunt is voor biotiek (biologische kwaliteitselementen) gekozen en niet voor abiotiek (het systeem). Voor de KRW vormen soorten en stoffen namelijk het aangrijpingspunt, morfologie en hydrologie worden gezien als ondersteunende deelaspecten. In die zin is de benadering van de KRW en Handreiking omgekeerd aan die van de 5Sbenadering (zie figuur 2.1).




BIOLOGISCHE KWALITEITSELEMENTEN · fytoplankton · angiospermen · fytobenthos · macrofauna · macrofyten · vis · macroalgen

STOFFEN: Alle stoffen (incl. N & P)

HYDROLOGIE kwel, waterpeil, stroomsnelheid

MORFOLOGIE: structuur, bodem, dimensies

SOORTEN: samenstelling, abundantie, exoten

diagnostisch instrumentarium

SYSTEEM Figuur 2.1: De 5Sbenadering in omgekeerde vorm: de biologische kwaliteitselementen vormen het vertrekpunt. Dwarsverbanden tussen de verschillende aspecten zijn voor de eenvoud weggelaten.

Toelichting figuur 2.1: De biologische kwaliteitselementen zijn terug te vinden op een maatlat (bijvoorbeeld de maatlat fytoplankton), die weer opgebouwd is uit deelmaatlatten (bijvoorbeeld chlorofyl en sieralgen). Stoffen, hydrologie, morfologie en soorten vormen het middenniveau. De oorzaken van knelpunten in water(systeem)kwaliteit zijn geconcentreerd rond dit midden niveau. Met stoffen, hydrologie, morfologie en soorten worden de aspecten aangegeven welke dusdanig gestuurd kunnen worden dat de ecologische toestand van het betreffende waterlichaam verbetert. De diagnostische instrumenten, maar ook de te nemen maatregelen, bevinden zich rond dit middenniveau en beïnvloeden de in de figuur aangegeven relaties. Het manipuleren van de genoemde aspecten brengt uiteraard een verandering van het systeem met zich mee. Behalve stuurbare aspecten zijn ook nietstuurbare aspecten (klimaatverandering bijv.) en menselijke pressoren (scheepvaart, stuwbeheer, visserij, etc) van invloed op de biologische kwaliteit van oppervlaktewater. Deze aspecten worden indirect (via de stuurvariabelen) meegenomen.

2.3

Diagnostiek en diagnostisch instrumentarium De diagnostiek bestaat uit een combinatie van beslissingen die uit een stroomschema of determinatiesleutel voortvloeit én uit concrete onderzoeksinstrumenten. Deze instrumenten variëren van laboratorium of veldexperimenten tot bijvoorbeeld literatuuronderzoek of een theoretische of modelmatige benadering van het systeem.




Het experimentele gedeelte van het instrumentarium bevat zowel kortdurende als langer durende experimenten. Voorbeelden van kortdurende experimenten zijn het testen van de kiemkracht van zaden uit bemonsterd sediment of standaard laboratoriumopstellingen waarbij de toxiciteit van oppervlaktewater of effluenten wordt gemeten (bioassays). Langdurige experimenten zijn bijvoorbeeld de compartimentering (enclosures) van een waterlichaam, waarbij brasem wordt weggevangen of de instelling van een mesocosmos (modelecosysteem op grotere schaal) om de invloed van getij op de groei van riet te beoordelen. Naast laboratorium en veldexperimenten kunnen relatief eenvoudige hulpmiddelen als het opstellen van een massabalans of het gebruik van een model als Omega (om de mogelijk nadelige gevolgen van stoffen op het ecosysteem te voorspellen) worden ingezet. Voorbeelden van een complexer en ook kostbaarder instrumentarium zijn compartimenteringen, om bijvoorbeeld de invloed van peilbeheer of van een oeverareaal op de waterkwaliteit te kunnen volgen of de invloed van stroming op het zuurstofgehalte te bepalen. Diagnostische instrumenten zijn op vier manieren in te zetten: 1. Ter identificatie van oorzaken Er zijn robuuste, goedkope en snelle testen voorhanden om snel (combinatie) effecten van chemische stoffen op het spoor te komen en verantwoordelijke stoffen en bronnen te identificeren. Met behulp van complexere testsystemen kunnen ook multifactoriële oorzaken ontrafeld worden en worden hydromorfologische of biologische oorzaken zichtbaar. 2. Ter bevestiging van oorzaken Om een vermoedelijke oorzaak te bevestigen of de bewijsvoering te versterken kunnen meer specifieke testen of modellen worden gebruikt. 3. Voor de prioritering van mogelijke maatregelen Het diagnostisch instrumentarium kan ingezet worden om scenario’s te testen en zo de meest effectieve maatregelen te selecteren. 4. Om anderen van de effectiviteit van maatregelen te overtuigen Ook als de oorzaak en de te nemen maatregelen evident zijn, kan diagnostiek nodig zijn om anderen te overtuigen van het nut en de effectiviteit van (kostbare of sterk beperkende) maatregelen.

2.4

De maatregelen Na de diagnose volgt logischerwijs de stap van de maatregelen. Het totale pakket van maatregelen dat ingezet kan worden is zeer uitgebreid en vormt geen onderwerp van deze Handreiking. In verschillende projecten die momenteel lopen wordt aandacht besteed aan het maatregelenpakket en de relatie tussen de maatregelen en ecologische doelen. In deze projecten zijn ondermeer de volgende kennisinstrumenten ontwikkeld: KRWVerkenner, Infobladen oorzaakgevolg relaties voor MEPGEP en KRWtools.




Meer informatie hierover is te vinden via de links in dit document en op de volgende websites: http://www.levenmetwater.nl http://www.kaderrichtlijnwater.nl http://www.stowa.nl Literatuur maatregelen · Aquatische supplementen; achtergronddocumenten bij het Handboek Natuurdoeltypen in Nederland. Uitgaven door ECLNV. · Portielje, R., C. Schipper, M. Schoor (red.), 2005. De invloed van de hydromorfologische stuurvariabelen en ingrepen op ecologische KRWdoelen vis, macrofauna, waterflora en fytoplankton. Infobladen oorzaakgevolg relaties voor MEPGEP. Werkdocument RIZA 2005; RIKZ/ZDO 2005, concept juni2005. · RIZA, 1996. Handleiding Bestrijding Eutrofiëring. Mogelijke maatregelen bij de bestrijding van eutrofiëring in Nederlandse plassen en meren. Auteur: R.E. Rijsdijk. Rapportnr. 96.049C.




3

KNELPUNTEN

3.1

Inleiding: maatlatten en watertypen Tabel 1 geeft een overzicht van maatlatten (‘biologische kwaliteitselementen’) en watertypen volgens de KRW. Niet elke maatlat is voor elk watertype van toepassing. In tabel 1 is door middel van kruisjes per watertype aangegeven welke maatlatten gebruikt kunnen worden. Tevens wordt door middel van grijze highlights in de tabel aangegeven waar knelpunten op een bepaalde maatlat voor een bepaald watertype verwacht kunnen worden. Deze informatie is gebaseerd op ervaring. De Handreiking spitst zich toe op deze knelpuntsituaties. Toelichtingen, voorbeelden en literatuurverwijzingen zijn met name op deze situaties gebaseerd. Tabel 1: Overzicht maatlatten en watertypen (vereenvoudigd) volgens de KRW. Vennen zijn hieraan toegevoegd. Kwaliteitselement

stromende

meren

vennen

wateren Fytoplankton

kustwateren

wateren X

X

X

X

X

X

X

X

Fytobenthos

X

X

Macrofyten

X

X

X

Macrofauna

X

X

X

Vis

X

X

X

X

Macroalgen en angiospermen

3.2

overgangs

X

geeft aan in welk watertype de maatlat van toepassing is

X

geeft aan welke maatlat in welk watertype vaak een knelpunt vormt

Knelpunten op maatlatten Welke maatlat scoort onvoldoende in het onderzochte watersysteem en vormt zodoende een knelpunt voor het behalen van de ecologische doelstelling? In tabel 2 wordt een overzicht gegeven van de maatlatten met de bijbehorende KRWdeelmaatlatten. Klik met de muis op de maatlat die een knelpunt vormt, en u wordt doorverwezen naar de mogelijke onderliggende stuurvariabelen. Het is mogelijk dat meerdere maatlatten tegelijk onvoldoende scoren. In meren kunnen tegelijkertijd fytoplankton, macrofyten én vis niet voldoen aan de ecologische kwaliteitsdoelen, terwijl in rivieren vaak zowel de maatlat macrofauna als de maatlat vis onvoldoende scoren. In beide situaties vormen de onderliggende stuurvariabelen een complex. In het voorbeeld van de meren uit dit zich in een eutrofiëringscomplex, voor rivieren in een complex van kanalisatie en normalisatie.




Tabel 2. Overzicht KRWmaatlatten met bijbehorende deelmaatlatten. Twee complexen zijn toegevoegd waarbij meerdere maatlatten onvoldoende scoren. Door te klikken op een maatlat(complex) die onvoldoende scoort, kan meer informatie worden opgeroepen over de achterliggende factoren.

fytoplankton

macrofyten

macrofauna

chlorophyla

soorten waterplanten

bloeien (negatieve indicatoren)

abundantie groeivormen en oeverplanten

voorkomen en abundantie indicatieve soorten (i.e. negatief dominante soorten, positief dominante soorten, kenmerkende soorten)

fytobenthos

macroalgen en angiospermen

vis

soorten

aandeel brasem+blankvoorn

abundantie

aandeel piscivoren

positieve indicatoren (alleen voor meren in maatlat opgenomen) negatieve indicatoren

aandeel benthivoren aandeel limnofielen (en snoek) eutrofiëringscomplex onvoldoende score op de maatlatten · fytoplankton · macrofyten · vis

3.3

kanalisatie en normalisatie onvoldoende score op de maatlatten · macrofauna · vis

kustverdediging onvoldoende score op de maatlatten · macrofauna · vis

Stuurvariabelen per watertypen Een onvoldoende score op één van de maatlatten van de KRW kan het gevolg zijn van een onvoldoende waarde van één of meer stuurvariabelen. In Tabel 3 worden de sturende variabelen voor de verschillende watertypen op een rij gezet. De volgende watertypen zijn onderscheiden: stromende wateren, meren, vennen, overgangswateren en kustwateren. Vennen behoren niet tot de KRW watertypen, maar ook hier kan diagnose van belang zijn voor het waterbeheer. De stuurvariabelen zijn per watertype gerangschikt in verticale richting naar volgorde van belang. Fysische variabelen zijn over het algemeen het meest sturend, daarna worden chemische variabelen van belang en ten slotte de biologische. Fysische ingrepen zullen dus het meeste effect hebben op de ecologie van een watersysteem. Doorklikken op de links in de tabel geeft toegang tot achterliggende informatie en tot het diagnostisch instrumentarium dat beschikbaar is om meer inzicht te krijgen in de precieze oorzaken van de onvoldoende score.




Tabel 3: Overzicht maatlatten en watertypen (vereenvoudigd) volgens de KRW (met uitzondering van vennen). Donkere vakjes geven aan welke maatlatten voor het betreffende watertype meestal het grootste probleem vormen. Niet voor alles bestaat een maatlat, bv voor vennen en voor fythobenthos in meren. stromende wateren

3.3.1

meren

vennen

overgangswateren

kustwateren

fytoplankton

fytoplankton

fytoplankton

fytoplankton

fytobenthos

fytobenthos

fytobenthos

macrofyten

macrofyten

macrofyten macroalgen en

macroalgen en

angiospermen

angiospermen

macrofauna

macrofauna

macrofauna

macrofauna

macrofauna

vis

vis

vis

vis

Stromende wateren Stuurvariabelen macrofauna hydrologie

morfologie

stoffen

soorten

kanalisatie en normalisatie stroomsnelheid, stroming

exoten sediment/slib substraat(variatie) zuurstof onderhoud oever en waterplanten inundatieareaal eutrofiëringscomplex

kwel en ijzerrijke kwel

nutriënten stoffen (toxiciteit) saliniteit




Stuurvariabelen macrofyten hydrologie

morfologie

stoffen

soorten

kanalisatie en normalisatie stroomsnelheid, stroming inrichting oeververloop / talud nutriënten begroeibaar areaal waterbodem

visstand

eutrofiëringscomplex sediment/slib doorzicht ijzerrijke kwel

exoten onderhoud begrazingsdruk

barrières stoffen (toxiciteit) saliniteit

Stuurvariabelen vis hydrologie

morfologie

stoffen

soorten

kanalisatie en normalisatie stroomsnelheid, stroming

zuurstof inrichting

oever en waterplanten eutrofiëringscomplex

paaiplaatsen diepteverdeling

onderhoud nutriënten

barrières

exoten substraat(variatie) inundatieareaal stoffen (toxiciteit) saliniteit

Stuurvariabelen fytobenthos hydrologie

morfologie

stoffen

soorten

stroomsnelheid, stroming inrichting sediment/slib

waterplanten nutriënten doorzicht zuurstof stoffen (toxiciteit) saliniteit




3.3.2

Meren Stuurvariabelen fytoplankton stoffen

hydrologie

morfologie

soorten

eutrofiëringscomplex nutriënten verblijftijd, afvoerpatroon

waterbodem (interne eutrofiëring) peildynamiek, inrichting

doorzicht

visstand begrazingsdruk

stoffen (toxiciteit) saliniteit

Stuurvariabelen macrofyten stoffen

hydrologie

morfologie

soorten

eutrofiëringscomplex nutriënten waterbodem (interne eutrofiëring)

peildynamiek doorzicht

visstand ijzerrijke kwel

temperatuurstratificatie anaërobe bodem

inrichting begroeibaar areaal oeververloop / talud diepteverdeling inundatieareaal sediment/slib

onderhoud

begrazingsdruk exoten toxiciteit saliniteit

Stuurvariabelen vis stoffen

hydrologie

morfologie

soorten

eutrofiëringscomplex nutriënten peildynamiek oever en waterplanten

doorzicht barrières

temperatuurstratificatie

inrichting inundatieareaal paaiplaatsen diepteverdeling exoten

zuurstofloosheid toxiciteit substraat(variatie) saliniteit




Stuurvariabelen macrofauna stoffen

hydrologie

morfologie

soorten oever en waterplanten exoten

substraat(variatie) peildynamiek zuurstof nutriënten saliniteit toxiciteit

onderhoud

temperatuurstratificatie kwel en ijzerrijke kwel

Stuurvariabelen fytobenthos stoffen zuurstof

hydrologie

morfologie

soorten oever en waterplanten

nutriënten stoffen (toxiciteit) saliniteit

3.3.3

Vennen Stuurvariabelen fytoplankton stoffen

hydrologie

morfologie

soorten

eutrofiëringscomplex hardheid / verzuring waterbodem (interne eutrofiëring) achtergrondstroebeling

nutriënten

onevenwichtige visstand oever en waterplanten begrazingsdruk

stoffen (toxiciteit) saliniteit

Stuurvariabelen macrofyten stoffen

hydrologie

morfologie

soorten

hardheid / verzuring

eutrofiëringscomplex nutriënten doorzicht

waterbodem

visstand exoten

oeververloop / talud begroeibaar areaal inundatieareaal onderhoud kalkrijke kwel anaerobe bodem begrazingsdruk stoffen (toxiciteit) saliniteit




Stuurvariabelen vis stoffen

hydrologie

morfologie

soorten

hardheid / verzuring

eutrofiëringscomplex zuurstof exoten oever en waterplanten

nutriënten inrichting paaiplaatsen diepteverdeling substraat(variatie) saliniteit toxiciteit

Stuurvariabelen macrofauna stoffen

hydrologie

morfologie

soorten

hardheid / verzuring zuurstof nutriënten

exoten oever en waterplanten substraat(variatie) inundatieareaal onderhoud

saliniteit toxiciteit

Stuurvariabelen fytobenthos stoffen zuurstof

hydrologie

morfologie

soorten oever en waterplanten

nutriënten saliniteit toxiciteit




3.3.4

Overgangswateren Stuurvariabelen macroalgen en angiospermen hydrologie

morfologie

stoffen

soorten

kustverdediging

kanalisatie en normalisatie getijdewerking

inrichting doorzicht begroeibaar areaal substraat(variatie), sediment/slib

variatie kwelders/schorren nutriënten

overspoeling waterbodem kwel en ijzerrijke kwel stoffen (toxiciteit) saliniteitsgradiënt

Stuurvariabelen fytoplankton hydrologie

stoffen

morfologie

soorten

kustverdediging kanalisatie en normalisatie eutrofiëringscomplex afvoerpatroon, stroming getijdewerking

stoffen (toxiciteit) doorzicht begroeibaar areaal macroalgen en angiospermen waterbodem (interne eutrofiëring)

onevenwichtige visstand

nutriënten

saliniteitsgradiënt




Stuurvariabelen macrofauna hydrologie

morfologie

stoffen

soorten

kustverdediging kanalisatie en normalisatie exoten stroomsnelheid substraat(variatie)


sediment/slib stoffen (toxiciteit) begroeibaar areaal macroalgen en angiospermen

zuurstof

getijdewerking

nutriënten

Stuurvariabelen vis hydrologie

morfologie

barrières

inrichting

stoffen

soorten

kustverdediging kanalisatie en normalisatie eutrofiëringscomplex zuurstof begroeibaar areaal macroalgen en angiospermen paaiplaatsen

nutriënten saliniteitsgradiënt

stroming, stroomsnelheid

stoffen (toxiciteit) diepteverdeling sediment/slib exoten substraat(variatie)




3.3.5

Kustwateren Stuurvariabelen fytoplankton hydrologie

stoffen

morfologie

soorten

kustverdediging stoffen (toxiciteit) afvoerpatroon, stroming

nutriënten

getijdewerking begroeibaar areaal macroalgen en angiospermen waterbodem (interne eutrofiëring)

onevenwichtige visstand


Stuurvariabelen macroalgen en angiospermen hydrologie

morfologie

stoffen

soorten

kustverdediging kokkelvisserij doorzicht begroeibaar areaal macroalgen en angiospermen sediment/slib nutriënten

Stuurvariabelen macrofauna hydrologie

morfologie

stoffen

soorten

kustverdediging kokkelvisserij exoten begroeibaar areaal macroalgen en angiospermen sediment/slib

nutriënten

stoffen (toxiciteit)




4

HOOFDSTUK 4: STUURVARIABELEN De stuurvariabelen die bottlenecks kunnen opleveren voor het behalen van een toereikende ecologische kwaliteit zijn onderstaand beschreven. De variabelen zijn ondergebracht in categorieën volgens het 5Smodel: stoffen, hydrologie (stroming), morfologie (structuur) en soorten. Per categorie worden de variabelen in alfabetische volgorde beschreven.

4.1

Stoffen Anaërobe bodem Onder anaërobe omstandigheden gedragen bepaalde stoffen in de bodem zich anders dan onder aërobe omstandigheden. Over het algemeen worden metalen onder anaërobe omstandigheden immobiel. Er zijn echter uitzonderingen: zo wordt arseen bijvoorbeeld juist mobieler en wordt zo via het poriewater in het sediment makkelijker beschikbaar voor planten en bodemorganismen. Verhoogde achtergrondconcentraties in grondwater of slib kunnen ook worden veroorzaakt door oxidatieprocessen, zoals de oxidatie van ijzersulfiden (pyriet). In combinatie met de uitspoeling van meststoffen in zandgronden kan onder anaërobe omstandigheden oxidatie optreden van het aanwezige pyriet. In pyriet kunnen microverontreinigingen (b.v. nikkel) opgeslagen zitten die bij dit proces weer beschikbaar komen. Een anaërobe bodem heeft een soortenarm ecosysteem als gevolg. Analyse van in de bodem voorkomende nematoden en bacteriën kan een indicatie geven in welke mate de soortensamenstelling aangetast is door anaërobie. Foto: Planten ontwikkelen wortels in de waterlaag in plaats van in de anaërobe bodem

instrumenten poriewateranalyse nematoden inventarisatie bodem screenen op anaërobe bacteriën

kennisregels Handleiding Sanering Waterbodems Handleiding Ecologisch Herstel Ondiepe Meren

referenties Van Elswijk et al., 2001 Vink, 2001

voorbeelden

Doorzicht en achtergrondstroebeling In troebel water is de lichtinval beperkt, waardoor waterplanten moeilijk kunnen overleven. Vaak functioneren ook andere onderdelen van het ecosysteem niet optimaal, waardoor de ecologische waarde van het waterlichaam beperkt is en gekenmerkt wordt door een lage biodiversiteit.




Troebel water kan ontstaan door algenbloei als gevolg van eutrofie. Ook kunnen algen onvoldoende worden begraasd door een gebrek aan zoöplankton of macrofauna als gevolg van verontreinigingen of een onevenwichtige visstand. Uit gemeten chlorofyla en doorzicht kan de bijdrage van algen en achtergrond aan troebeling berekend worden volgens de berekeningswijze op de volgende link: http://www.shallowlakes.net/handboek/analyse/uitleg_troebelheid.html Ook de aanwezigheid van veel zwevend (an)organisch materiaal in de waterkolom kan water troebel maken. Dit wordt achtergrondstroebeling genoemd en speelt vooral in ondiepe meren en overgangs en kustwateren. Door wind, stroming, scheepvaart, bodemwoelende vis (karper en brasem) of recreatieactiviteiten kunnen bodemdeeltjes worden opgewerveld. Een goed ontwikkelde oever en watervegetatie kan dit laatste type troebeling voorkomen. Ook filterende macrofauna kan het doorzicht ook verbeteren. In (akkerbouw)gebieden met erosie kan troebeling van het water optreden door afspoeling van de grond in een regenperiode. Deze troebeling verdwijnt vaak weer na een droge periode. Overige oorzaken van achtergrondstroebeling zijn het voorkomen van ijzerrijke kwel, zwavelbacteriën en opgeloste humuszuren (in veengebieden).

Foto’s: Een voorbeeld van troebel, algenrijk water (links) en van water met goed doorzicht (rechts)

Om het doorzicht van het watersysteem te verbeteren moeten zowel troebeling door algen als achtergrondstroebeling worden teruggedrongen. Op grond van de gebiedskennis is vaak al duidelijk welke factoren in het betreffende watertype verantwoordelijk zijn voor de troebeling. Aangroei van perifyton op waterplanten kan ook een oorzaak zijn van het achterblijven van macrofytengroei. Of dit zo is, kan in enclosures of in situ testen worden vastgesteld. Instrumenten bioassays enclosures Inundatieproef in situ testen massabalans naleveringsproeven samenstelling visstand

kennisregels modelleren KRWverkenner factsheets KRW Verkenner veenloper vennensleutel Handleiding Bestrijding Eutrofiëring infobladen Handleiding Actief Biologisch Beheer


referenties Van den Berg & Portielje, 2002 Portielje et al., 2004 Witmer et al., 2004

voorbeelden Zuidlaardermeer Friese Boezem Zijdelmeer



Nutriënten In de laatste decennia is de belasting van oppervlaktewater door nutriënten (fosfaat en stikstof) sterk toegenomen. Veel wateren zijn hierdoor geëutrofieerd. In eutrofe wateren komt als gevolg van de hoge voedselrijkdom enorme algenbloei voor, welke lichtinval in het water minimaliseert. Waterplanten zullen door gebrek aan licht in aantal afnemen. Het seizoensgebonden afsterven van de algen leidt tot zuurstofloosheid, waardoor de submerse vegetatie nog verder achteruitgaat. Het resultaat van eutrofiëring is uiteindelijk een troebel water met een lage biodiversiteit. Ecologisch herstel start met het opsporen en saneren van de bronnen van stikstof en fosfaat. Het terugdringen van de nutriëntenbelasting alléén is echter meestal niet voldoende om een goede ecologische toestand van het water te bereiken. Andere factoren die het herstel in de weg kunnen staan zijn bijvoorbeeld een onevenwichtige visstand (dominantie van zoöplanktivore, bodemwoelende soorten), onvoldoende zuiveringscapaciteit (vanwege het ontbreken van een voldoende groot areaal met oevervegetatie) en een dikke sliblaag (als gevolg van de jarenlange overmaat aan organisch materiaal) welke kan zorgen voor interne eutrofiëring van het watersysteem. Het ecosysteem zal zich vaak pas herstellen nadat ook voor deze erfenissen uit een voedselrijk verleden passende maatregelen zijn getroffen (zie ook eutrofiëringscomplex) Foto: algenbloei in nutriëntrijk water

Instrumenten enclosures Inundatieproef kansrijkheid helder water kritische Pbelasting massabalans naleveringsproeven samenstelling visstand

kennisregels EBEOsystemen handleiding ecologisch herstel ondiepe meren modelleren veenloper vennensleutel KRWverkenner factsheets KRW Verkenner Handleiding Bestrijding Eutrofiëring infobladen KRWnutriënten

referenties Riegman, 1986 Bloemendaal & Roelofs, 1988 Lamers et al., 2003 Witmer et al., 2004

voorbeelden Zijdelmeer

Saliniteit Saliniteit, ofwel zoutgehalte, bepaalt de mate waarin water zoet, brak of zout is. Saliniteit wordt gedefinieerd als het totaal gewicht in gram van anorganische zouten in één kilogram water. De chlorositeit (g Cl /l), berekent men door de saliniteit te delen door 1,81.




Saliniteit, met fluctuaties in ruimte en tijd, vormt een belangrijke differentiërende factor voor het voorkomen van flora en fauna. De gebieden waar fluctuaties van saliniteit het meest opvallen zijn de overgangswateren. De afgelopen decennia zijn, in het belang van veiligheid en economie, veel van deze geleidelijke zoetzout overgangen verloren gegaan. Het gevolg hiervan is een verlies aan karakteristieke soorten, habitats en ruimtelijke buffercapaciteit. Herstel van deze overgangen en hun karakteristieke flora en fauna is in essentie gericht op een terugkeer van de natuurlijke dynamiek. Als diagnostisch instrumentarium kunnen mesocosmos experimenten (modelecosystemen op grotere schaal) dienst doen. In deze systemen kan de invloed van een aantal factoren tegelijkertijd onderzocht worden (zoals getijde, zoutgehalte enz). Daarnaast kunnen modelberekeningen toegepast worden. Zoute kwel Tegengesteld aan de situatie van de brakke gebieden, waarin zoute kwel gewaardeerd wordt als sturende factor voor de gewenste natuurontwikkeling, wordt kwel van zout grondwater in zoetwater natuurgebieden over het algemeen als een waterkwaliteitsprobleem ervaren doordat het meestal gepaard gaat met een toevoer van nutriënten (fosfaat en ammonium) en daardoor een toename van de eutrofiëring, wat leidt tot een geringere biodiversiteit. Verzilting van zoet oppervlaktewater landinwaarts door zoute kwel. Zoute kwel is verzilt grondwater dat aan de oppervlakte treedt, doordat het grondwater via ondergrondse waterlagen in verbinding staat met zeewater. Als gevolg van de dalende bodem en de stijgende zeespiegel zal er steeds meer zoute kwel naar boven komen. Zoute kwel is een vereiste voor de ontwikkeling van ecologisch waardevolle watertypen als brakke stilstaande wateren. De afgelopen decennia is het areaal van brakke wateren sterk achteruitgegaan als gevolg van verzoeting van de ondergrond en het oppervlaktewater door het buitensluiten van de natuurlijke zoute invloed en het inlaten van gebiedsvreemd zoet water. Mesocosmos experimenten en modelberekeningen kunnen meer inzicht geven in de oorzaken van de achteruitgang van brakwatersystemen en de mogelijkheden voor herstel. instrumenten mesocosmos

kennisregels modelleren

referenties voorbeelden Beukema et al., 1992 Eertman, 1997 Wintermans et al., 1996 De Leeuw et al., 2001 Evers, 2006

Toxiciteit Zware metalen en organische microverontreinigingen als PCB’s en OCB’s in waterbodems en uiterwaarden kunnen ervoor zorgen dat de Goede Ecologische Toestand of het Goed Ecologisch Potentieel in een waterlichaam niet wordt bereikt. Hetzelfde geldt voor complexe mengsels van zware metalen en organische microverontreinigingen uit effluenten van communale en industriële puntbronnen en voor diffuse bronnen bijvoorbeeld bestrijdingsmiddelen vanuit de landbouw. Dit uit zich in verhoogde concentraties in oppervlaktewater, poriewater van sediment en in organismen, accumulatie in voedselketens en in nadelige effecten op het ecosysteem. Een probleem bij het inschatten van de risico’s van metalen voor organismen is de bindingsvorm waarin zij voorkomen. Deze is sterk afhankelijk van de milieuomstandigheden. De beschikbaarheid (en daarmee de mobiliteit) van zware Handreiking Diagnostiek Error! Reference source not found.



metalen is sterk afhankelijk van de zuurgraad, redoxpotentiaal en bodemeigenschappen. Ook de beschikbaarheid van organische microverontreinigingen kan voor waterbodems sterk uiteen lopen. De beschikbaarheid van metalen en organische microverontreinigingen is te bepalen met behulp van milde extractietechnieken (bijv. Tenax, CaCl2). Directe metingen van metalen in poriewater van waterbodems of uiterwaarden kunnen bepaald worden met de meetcel Sofie. In het waterkwaliteitsbeheer voor de KRW wordt de aanwezigheid van chemische stoffen onderzocht en gevolgd met behulp van een monitoringsprogramma. Op geregelde tijden worden water(bodem)monsters verzameld, die vervolgens in het laboratorium worden geanalyseerd. Deze monitoring analyseert slechts een klein deel van alle in het water aanwezige stoffen, doordat veel stoffen die voorkomen in water en waterbodem niet met behulp van chemische technieken te detecteren zijn of de toegepaste analysetechniek niet toereikend is voor alle stoffen. Bovendien ontbreekt voor het grootste gedeelte van de stoffen een normering, waardoor het niet eenvoudig aan te geven is in welke concentraties deze stoffen schadelijk zijn. Indien het vermoeden bestaat dat de geconstateerde problemen in het oppervlaktewater voortkomen uit de aanwezigheid van toxische stoffen, kan de ecotoxiciteit van het water met behulp van bioassays worden onderzocht. Tevens kan aan de hand van specifieke bioassays worden getest of bepaalde (groepen) van verontreinigingen voorkomen in het water. Met model OMEGA kan berekend worden wat het effect van toxische stoffen op biologische elementen zal zijn. Ook beschikbare gegevens kunnen in dit model worden ingevoerd. Wanneer uit de bioassay metingen in het oppervlaktewater blijkt dat toxische stoffen een significant effect hebben o de biologische elementen, dan kan met behulp van Totaaleffluentbeoordeling (TEB) genalyseerd worden welke bronnen de belangrijkste invloed hebben op ecologische toestand van het oppervlatewater. Met behulp van een aantal bioeffectmetingen wordt dan de milieubezwaarlijkheid van een effluent bepaald. Instrumenten bioassays nematoden inventarisatie SOFIE meetcel triade Totaaleffluent beoordeling

kennisregels model OMEGA handleiding sanering waterbodems EBEOsystemen

referenties Maas et al., 1993 NEN5744, 1991 Vink, 2001 Ten Hulscher, 2006 Sijm et al., 2002 Kerkum 2004 Van den Heuvel Greve et al., 2005 Roex et al., 2007

voorbeelden Sliedrechtse Biesbosch Zijdelmeer Noordhollandsch kanaal

Zuurstof / zuurstofloosheid Het zuurstofgehalte is een belangrijke indicator voor de waterkwaliteit. In zuurstofrijk water kunnen aërobe (zuurstofverbruikende) microorganismen organische afvalstoffen afbreken. Onder zuurstofarme omstandigheden vindt deze afbraak slechts beperkt plaats en onstaan anaërobe afbraakproducten, waardoor het water gaat stinken. Ook kan een anaërobe bodem ontstaan onder zuurstofloze omstandigheden. Eutroof water is vaak zuurstofarm doordat afbraak van grote hoeveelheden algen veel zuurstof kost. Als gevolg van afname van zuurstof in de waterlaag kan vissterfte voorkomen. Dit treedt op bij een zuurstofgehalte lager dan ca. 5 mg/l. Handreiking Diagnostiek Error! Reference source not found.



In diepe meren, waarin temperatuurstratificatie kan optreden, vindt geen menging van water uit de onderlaag en de bovenlaag plaats. In beide waterlagen treden verschillende chemische en biologische processen op. In de bovenste laag wordt door fytoplankton en algen zuurstof geproduceerd. In de onderste laag, waarin geen licht doordringt, wordt zuurstof verbruikt. Foto: vissterfte als gevolg van zuurstofloosheid

Daardoor ontstaat in de onderste laag gemakkelijk een zuurstoftekort en wordt hier geen visvoedsel (zoöplankton) geproduceerd. In deze laag gaat de afbraak van organisch materiaal onder zuurstofarme condities (rotting) door. Afbraakproducten als waterstofsulfide kunnen in die gevallen leiden tot vissterfte. Behalve van de diepte van het water hangt het zuurstofgehalte nog af van de stroomsnelheid van het water. Stagnante wateren zijn veel gevoeliger voor het optreden van een zuurstoftekort dan stromende wateren. instrumenten enclosures, exclosures

4.2

kennisregels Referenties KRWverkenner Evers, 2006 factsheets KRW Verkenner infobladen EBEOsystemen

Voorbeelden

Hydrologie Barrières Barrières vormen vooral voor vissen een probleem. De meest voorkomende migratiebarrières zijn stuwen. Ook andere ‘kunstwerken’ zoals sifons, sluizen en waterkrachtcentrales kunnen de migratie van (vis)soorten bemoeilijken. Vissoorten die het meest kwetsbaar voor dergelijke barrières zijn, moeten voor het bereiken van hun Paaiplaatsen stroomopwaarts (bijvoorbeeld de zalm) of juist stroomafwaarts (bijvoorbeeld de paling) trekken. Dergelijke soorten kunnen zich moeilijk handhaven in de Nederlandse sterk gestuwde beken en rivieren. Migratiebarrières kunnen op verschillende manieren worden opgeheven. Vaak kan de barrière niet verwijderd worden omdat dit grote gevolgen met zie meebrengt, bijvoorbeeld bovenstroomse droogval bij het verwijderen van een stuw. Om migratiebarrières toch op te heffen of om de barrièrewerking te verminderen kan voor aanleg van vistrappen worden gekozen.




Foto: Voorbeeld van een vispassage

instrumenten doorstroomopstellingen in situ testen mesocosmos

kennisregels

referenties voorbeelden Bij de Vaate & Breebaart Breukelaar, 2001

Getijdewerking Getijdewerking treedt op in de meeste overgangs en kustwateren en speelt een belangrijke rol in het voorkomen van organismen. Getijdewerking heeft verschillende effecten. Afhankelijk van het watertype kan getijdewerking gepaard gaan met golfslag, waardoor troebeling van het water toe kan nemen als gevolg van opwervelen van bodemdeeltjes. Getijdenwerking zorgt ervoor dat delen van het waterlichaam voor korte of langere tijd droogvallen. Daarnaast heeft getijdenwerking invloed op het voorkomen van erosie of aanslibbing en daarmee op de structuur van het substraat. Kustverdediging beperkt de getijdewerking. Het ontbreken van getijdenwerking in waterlichamen waar dit van nature wel voorkomt is een belangrijke reden voor de afwezigheid van karakteristieke soorten. instrumenten enclosures in situ testen mesocosmos

kennisregels

Referenties

voorbeelden Breebaart Sliedrechtse Biesbosch

Kwel en ijzerrijke kwel Het al dan niet voorkomen van (zoete) kwel wordt in belangrijke mate bepaald door de doorlatendheid van de bodem. Dit is afhankelijk van de gemiddelde poriegrootte en de aan of afwezigheid van kleimineralen. Door vermindering van kwel kunnen de voor dergelijke situaties karakteristieke planten en organismen verdwijnen. Na verhoging van de grondwaterstand is terugkeer vaak moeilijk. Door de accumulatie van organisch materiaal en droogvallende trajecten kunnen de karakteristieke planten en organismen, die over het algemeen op zandige bodems of grindachtig substraat leven, zich hier niet langer handhaven en maken plaats voor minder gevoelige soorten. Eenmaal verdwenen, is terugkeer voor deze soorten moeizaam. Dit is voornamelijk het geval voor zeldzame soorten en/of soorten die de migratieafstand niet kunnen overbruggen. Daarnaast treden waarschijnlijk ook onomkeerbare processen op in de bodemstructuur en waterbodem, waardoor volledig herstel van kwel uitblijft. Er is nog weinig ervaring met dergelijke (herstel)processen. Door het wegvallen van ijzerrijke kwel kan het aanwezige reactieve ijzer door binding aan sulfide uitgeput raken. Vanaf dat moment komen alle aan ijzer gebonden fosfaten vrij beschikbaar voor planten en algen en stijgt de concentratie van sulfide sterk. Deze gevolgen leiden tot eutrofiëring van het water. Door herstel van de aanvoer van ijzerrijke kwel, kan het in het watersysteem aanwezige fosfaat weer aan ijzer binden, waardoor het ecosysteem weer in de mesotrofe richting wordt gestuurd Voor estuaria leidt de afname, of zelfs het verdwijnen van zoute kwel tot vergelijkbare problemen; het verminderen van kwel leidt tot verzoeting van de estuaria, waardoor Handreiking Diagnostiek Error! Reference source not found.



karakteristieke soorten kunnen zich niet langer handhaven. Zoute kwel als gevolg van verzilting van het grondwater kan voor zoete wateren echter een groot probleem zijn. Uitgebreidere informatie over zoute kwel is te vinden onder het kopje saliniteit in deze Handreiking. instrumenten enclosures


Referenties Boxman en Stortelder, 2000

voorbeelden

Overspoeling Overspoeling is van toepassing op macroalgen en angiospermen in overgangs en kustwateren en hangt nauw samen met getijdewerking in een waterlichaam. Het overspoelingsregime bepaalt in belangrijke mate welke soorten voor kunnen komen. De ontwikkeling van bomen en struiken wordt er bijvoorbeeld door verhinderd. Voor macrofauna is voornamelijk de mate van overspoeling van belang. Tijdelijk overspoelde gebieden vormen een dynamisch habitat en veel karakteristieke soorten komen juist voor in tijdelijk overspoelde gebieden. De mate van overspoeling is afhankelijk van de getijdewerking en kan beïnvloed worden door middel van inrichtingsmaatregelen. instrumenten enclosures in situ testen mesocosmos

kennisregels EBEOsystemen

referenties

voorbeelden Sliedrechtse Biesbosch Zijdelmeer

Peildynamiek Nederlands oppervlaktewater kent van nature twee typen waterpeilfluctuaties: in zoete meren is het peil meestal het hoogst in de winter en het vroege voorjaar en het laagst in de nazomer, dan vallen ondiepe gedeelten vaak droog. In getijdegebieden is de frequentie van droogvallen veel hoger vanwege getijdewerking. Ten bate van veiligheid, risico’s voor bebouwing en waterbeschikbaarheid voor de landbouw is het peilbeheer in Nederland echter binnen strikte grenzen geregeld. Zomerpeilen worden hoog en winterpeilen laag gehouden. Het waterpeil is een stuurknop voor met name ondiepe meren waar een relatief geringe peilverandering een aanzienlijke verschuiving in de verhouding van de arealen van verschillende diepteklassen kan bewerkstelligen. Het waterpeil heeft grote invloed op processen binnen het systeem, dus fluctuaties in waterpeil beïnvloeden de nutriëntenbalans en biodiversiteit sterk. Verschuivingen in de nutriëntenbalans veroorzaken op hun beurt weer veranderingen binnen het systeem. In een diep meer met steile oevers (oeververloop) zal de invloed van het peil gering zijn. De grootte en vorm van het systeem is mede bepalend voor de oeverlengte. Een groot meer heeft per definitie een kleinere oeverlengte ten opzichte van het meeroppervlak dan een klein meer, en meren met veel eilanden en bochtige oevers hebben een grotere interactie tussen de oeverzone en het open water dan gelijkmatig gevormde meren (een cirkel heeft de kleinste omtrek/oppervlakte verhouding). Het effect van peilbeheer op de waterkwaliteit van een meer hangt dus sterk af van systeemeigenschappen als grootte, vorm, diepteprofiel en nutriëntenbelasting. Tussen waterpeilfluctuaties en nutriënten bestaat over het algemeen een zeer complex geheel van relaties. Directe en indirecte effecten van peilwisselingen op nutriëntenstromen zijn niet eenduidig aan te geven. Aangenomen wordt dat peilveranderingen in met name Handreiking Diagnostiek Error! Reference source not found.



ondiepe meren met een redelijk grote variatie aan diepten een omslag teweeg kunnen brengen tussen twee alternatieve toestanden (helder met waterplanten versus troebel met algen). Voorwaarde hiervoor is dat de nutriëntenbelasting niet te hoog is (dan is het systeem altijd troebel) en niet te laag is (altijd helder), maar zich in de overgangszone met alternatieve evenwichten bevindt. instrumenten kennisregels enclosures modelleren in situ testen KRWverkenner factsheets KRW Verkenner infobladen EBEOsystemen

referenties Wienk et al.,2000 Van Herdeveld et al., 2003 Van den Berg & Portielje, 2002 Graveland,1999 Van Oorschot et al., 2000

voorbeelden Friese Boezem Zwarte meer

Stroming Stroming van oppervlaktewater is onderdeel van het transport van neerslagwater richting zee. De hoeveelheid neerslagoverschot en het afvoerpatroon van het neerslagoverschot zijn essentieel voor het verloop van het watertransport en het in stand houden van stroming in water. Stroming wordt beïnvloed door de mens, door bijvoorbeeld het aanleggen van kunstmatige afvoerstelsels (b.v. kanalen en sloten) ten behoeve van de optimalisatie van de watervoorziening van voornamelijk landbouwgronden. Dit wordt nog verfijnd door peilbeheer met behulp van stuwen en onttrekkingen van (grond)water voor de voorziening van drink, industrie en irrigatiewater. De hieruit voortvloeiende effecten verkleinen de grondwaterberging waardoor verdroging op kan treden. Dit resulteert in droogvallende beken en het verdwijnen van vochtige en natte milieus in de omgeving van beken. Opstuwing kan droogval voorkomen maar vermindert de continuïteit en/of variaties in stroming. Soorten van meer stagnante milieus zullen in deze situatie stromingsminnende soorten (rheofiele soorten) verdringen. instrumenten doorstroomopstellingen in situ testen samenstelling visstand

kennisregels EBEO systemen modelleren KRWverkenner factsheets KRWVerkenner infobladen

referenties over afvoer: Cirkel et al., 2003 de la Haye, 1994


Stroomsnelheid Zoals onder het kopje ‘stroming’ vermeld, wordt stroming in stand gehouden door de hoeveelheid neerslagoverschot en het afvoerpatroon. Deze afvoer wordt bepaald door stroomsnelheid en door de kwantiteit van de afvoerstroom. Stroomsnelheid hangt af van het verhang, de afmeting en de weerstand van de bedding (grofheid van het beddingmateriaal, aanwezigheid van planten en de vorm van de waterloop). De stroomsnelheid is in een beek of rivier niet op alle plaatsen gelijk. Sedimentatie treedt op in de binnenbochten waar de stroomsnelheid lager is, terwijl de hogere stroomsnelheid in de buitenbochten zorgt voor erosie. Hierdoor ontstaan meanderende stromen met steilwanden in de buitenbochten en flauwe oevers in de binnenbochten. Dit geeft een Handreiking Diagnostiek Error! Reference source not found.



grote diversiteit aan stroomsnelheden en substraat typen (grof in snel stromende delen zoals buitenbochten en fijner in binnenbochten en op andere luwe locaties). In gekanaliseerde beken en rivieren ontbreekt deze diversiteit grotendeel en zal de bodem voornamelijk bestaan uit fijner sediment (slib). Soorten die voor hun habitat afhankelijk zijn van grof sediment zullen vervangen worden door soorten die op fijner sediment leven. instrumenten doorstroomopstellingen in situ testen

kennisregels EBEOsystemen KRWverkenner factsheets KRW Verkenner infobladen

referenties de la Haye, 1994

voorbeelden Sliedrechtse Biesbosch

Temperatuurstratificatie In diep water treedt in de zomer temperatuurstratificatie op. Door snelle opwarming van het water aan de oppervlakte in het voorjaar ontstaat in het water een warme bovenlaag die ‘drijft’ op een koude onderlaag. Tussen deze beide lagen bevindt zich de ‘spronglaag’. In deze spronglaag daalt de temperatuur snel binnen een korte afstand. Deze gelaagde situatie is zeer stabiel. Ook harde wind is niet in staat het water uit de verschillende lagen te mengen. Temperatuurstratificatie is afhankelijk van de verhouding tussen de diepte van het water en de oppervlakte: in ondiep water zal het verschil in temperatuur van de beide lagen door afkoeling ’s nachts worden opgeheven, waardoor de spronglaag wordt doorbroken. Stratificatie kan voorkomen in wateren tot ca 2 ha groot van meer dan 4 m diep, in wateren tot ca 20 ha groot van meer dan 6 m diep en in nog grotere wateren van meer dan 8 m diep. Ook de mate van beschutting van het viswater heeft invloed: hoe meer beschut het water ligt, des te groter de kans dat stratificatie optreedt. Temperatuurstratificatie in combinatie met zuurstofgebrek of zuurstofloosheid in de onderste lagen van een diep water kan in het najaar leiden tot de zogenaamde ‘najaarsomkering’. Dit houdt in dat afkoeling van de bovenste waterlaag de spronglaag doorbreekt, waarna er weer menging van het water kan optreden. Door ‘omkering’ kan dan een plotselinge daling van het zuurstofgehalte in de bovenste waterlagen ontstaan, waardoor diersoorten met een grote zuurstofbehoefte (b.v. snoekbaars en insectenlarven) in de problemen komen. In de zomer is door temperatuurstratificatie en gebrek aan zuurstof in de onderste waterlagen een groot deel van het water niet geschikt als habitat voor vis en andere diersoorten. instrumenten temperatuuren diepteprofielen

Kennisregels

referenties

voorbeelden

Verblijftijd De verblijftijd van water in een systeem is een belangrijke stuurvariabele. Over het algemeen geldt dat een kortere verblijftijd van het water zal leiden tot een betere ecologische toestand. De retentietijd van het water beïnvloedt de mate waarin de samenstelling van het water verandert. Bij een lange retentie zijn de veranderingen groter dan wanneer het water zeer kort in het systeem verblijft.




Door structurele grootschalige ingrepen in een watersysteem kan de verblijftijd van water afnemen of toenemen. Door het verwijderen van barrières neemt de verblijftijd bijvoorbeeld af, terwijl door verbreding van de waterloop of de aanleg van een hoogwatergeul de verblijftijd toe kan nemen. Een verslechtering van de toestand door langere verblijftijd kan leiden tot ontwikkeling van blauwalgen. Deskundigenoordeel of modellen kunnen inzicht geven in de effecten van maatregelen met betrekking tot verblijftijd. instrumenten enclosures, exclosures

4.3

kennisregels modelleren EBEOsystemen

referenties Scheffer, 1998

voorbeelden

Morfologie Begroeibaar areaal Het ontbreken van macrofyten en angiospermen kan verschillende oorzaken hebben, zoals het ontbreken van een zaadbank, overmatige graas, ongeschikt substraat en eutrofiëring. Welke van de mogelijke oorzaken verantwoordelijk is voor het ontbreken van of onvolledig tot ontwikkeling komen van genoemde biologische groepen kan getest worden met verschillende methoden. Een natuurlijker waterpeil kan zorgen voor uitbreiding van moerasvegetatie en een toename van het begroeibare areaal. instrumenten in situ testen mesocosmos kiemproeven

kennisregels referenties modelleren KRWverkenner factsheets KRWVerkenner infobladen

voorbeelden Friese Boezem

Diepteverdeling Waterdiepte bepaalt voor een belangrijk deel de soortensamenstelling en het begroeibare areaal van een water. Op grote diepten is minder licht beschikbaar en daardoor minder begroeiing en voedsel. Als in een water met een gevarieerde diepteverdeling de fysischchemische omstandigheden gunstig zijn, kan horizontale en verticale stratificatie optreden. Dit betekent dat er een gelaagdheid ontstaat in vegetatietypen, gekenmerkt door een grote verscheidenheid aan plantensoorten. Ook oeververloop is bepalend voor de potenties van verscheidenheid in diepten; een diep water met steile oever biedt veel minder mogelijkheden voor variatie in diepteverdeling en waterplanten. Diverse vissoorten hebben zowel behoefte aan ondiepe als diepere delen. Dit houdt verband met de functionaliteit van plekken voor foerageren, schuilen en paaien. In niet stromende wateren zijn diepere delen, waar de dieren terecht kunnen overwinteren bij strenge vorst, noodzakelijk. Macrofyten groeien voornamelijk in de ondiepere delen (<10m). instrumenten diepteprofielen

Kennisregels referenties KRWverkenner factsheets KRWVerkenner infobladen


voorbeelden



Inrichting De inrichting van een beek of plas (diepte, afmetingen, oeververloop, ligging t.o.v. overheersende windrichting, ondergrond) is van invloed op de biologische kwaliteit van het oppervlaktewater. Indien de inrichting van een beek of plas wordt gewijzigd, kan dit ingrijpende gevolgen hebben omdat veel stuurvariabelen, waaronder stroming, peildynamiek, verblijftijd en begroeibaar areaal, beïnvloed worden. Met behulp van proefopstellingen kan inzicht gekregen worden in de te verwachte verandering. De inrichting van de grote rivieren in Nederland is ingrijpend veranderd en grotendeels kunstmatig. Cyclisch beheer kan rivieren meer potentie geven voor het ontwikkelen van gevarieerde ecosystemen en kan daardoor leiden tot een betere ecologische kwaliteit. instrumenten enclosures, exclosures in situ testen mesocosmos

kennisregels Referenties KRWverkenner Peters et al., 2006 factsheets KRWVerkenner infobladen EBEOsystemen

voorbeelden Breebaart Sliedrechtse Biesbosch Zwarte meer

Inundatie areaal Binnen deze stuurvariabele worden twee belangrijke ecologische functies onderscheiden: het vastleggen van nutriënten en het creëren van extra habitat en paaiplaatsen voor vis. Dit laatste geldt vooral voor de oeverlanden rond meren en plassen. instrumenten inundatieproef

Kennisregels infobladen

referenties

voorbeelden Zuidlaardermeer

Oeververloop / talud De ondiepe oeverzone met de hierin aanwezige vegetatie is een essentieel onderdeel van een aquatisch ecosysteem. In dit ondiepe oevermilieu komen van nature veel planten en dieren voor. Een oever biedt goede mogelijkheden voor de verspreiding van planten en dieren, omdat het een lijnvormig element in het landschap vormt. Veel (water)dieren zijn voor hun voedsel en leefomgeving afhankelijk van vegetatie. De met planten begroeide oeverzone biedt voedsel en schuilgelegenheid aan een groot aantal diersoorten en fungeert het als paai en opgroeigebied voor onder andere vissen, vogels en insecten.

Figuur: Een voorbeeld van verschillende typen oeververloop. De rechteroever verloopt volgens flauw talud, terwijl de linker oever een steil talud heeft.




In ondiepe plassen met een flauw talud kan een aanzienlijk oppervlak van de oeverlengte droogvallen. Dit heeft negatieve effecten op het hele systeem. Op de droogvallende oevers gaat terrestrische vegetatie groeien, die na onder water zetten afsterft en een toename van organisch materiaal betekent. Bij afbraak hiervan zal zuurstofgebrek ontstaan en eutrofiëring met als uiterste consequentie een omslag van een door hogere waterplanten gedomineerd systeem naar een door fytoplankton gedomineerd systeem (algenbloei).

Foto: Droogvallend ven

instrumenten in situ testen

kennisregels referenties KRWverkenner factsheets KRWVerkenner infobladen

voorbeelden

Paaiplaatsen Om gewenste vissoorten in een waterlichaam te behouden, moeten deze er kunnen paaien. Het creëren van geschikte paaiplaatsen (bijvoorbeeld in bovenlopen van beken) kan een geschikte maatregel zijn om deze vissen terug te krijgen, mits migratiebarrières opgeruimd zijn en geschikt substraat voor eiafzet aanwezig is. instrumenten samenstelling visstand

kennisregels

referenties

voorbeelden

Sediment / slib Zwevende stof wordt via de waterlaag getransporteerd, en sedimenteert op plaatsen waar de stroomsnelheid laag is. Onder sedimentatie wordt het bezinken van (an)organische deeltjes verstaan. Organisch materiaal komt in het water terecht door primaire productie in het water zelf, maaisel vanaf het talud, en via inwaaien van bladafval en ander organisch materiaal. Als veel organische stof aangevoerd wordt en bezinkt, is de kans op sedimentatie en verslibbing groot. Macrofauna op hard substraat ondervindt hier hinder van. Dit probleem speelt vooral op lokale schaal, meestal na een hoogwater periode en heeft de grootste effecten op ondergelopen polders. Hoge aanvoer en bezinking van organische stof kan de bodem helemaal afdekken. Afbraak en afvoer van deze laag verloopt trager, waardoor uiteindelijk een anaërobe bodem kan ontstaan. Processen in de waterbodem worden ook door sedimentatie en aanvoer van organische stof beïnvloed. Het organische stofgehalte van slib kan bij afbraak voor problemen met eutrofie zorgen en wordt gestuurd door toevoer van organisch materiaal, toevoer van mineraal materiaal en door de afbraaksnelheid van het organische materiaal. In meren en plassen die gedurende een langere periode in een eutrofe toestand hebben verkeerd, is de grote hoeveelheid gemakkelijk opwervelbaar slib die veelal aanwezig is een stabiliserende factor voor de troebele situatie.




instrumenten doorstroomopstellingen naleveringsproeven

kennisregels Handleiding sanering waterbodems EBEO systemen

referenties Gerrits & Kampf, 2000 Van den Berg & Portielje, 2002 Boedeltje et al., 2004a

voorbeelden Zuidlaardermeer Breebaart Sliedrechtse Biesbosch Zijdelmeer

Substraat(variatie) Het voorkomen macrofaunasoorten wordt voor een belangrijk deel bepaald door type substraat en variatie in substraat binnen een waterlichaam. Als een waterlichaam wat betreft chemische waterkwaliteit en inrichting geschikt is voor het voorkomen van bepaalde soorten, kan het ontbreken van het juiste substraat de laatste hindernis zijn. Het aanbrengen van kunstmatig substraat, baggeren of aanvullende inrichtingsmaatregelen kunnen dan het laatste zetje in de goede richting geven.

Foto: Grindsubstraat in een meer

instrumenten in situ testen enclosures mesocosmos

kennisregels referenties EBEOsystemen modelleren KRWverkenner factsheets KRWVerkenner infobladen

voorbeelden

Waterbodem De waterbodem is een dynamisch deel van het watersysteem of waterlichaam. Als gevolg van erosie en sedimentatieprocessen wordt voortdurend sediment (zand of slib) afgezet en weer opgewerveld. De waterbodem heeft meerdere functies voor het ecosysteem: · afbraakfunctie: het organisch materiaal dat sedimenteert, wordt door bacteriën en macroevertebraten afgebroken; · voedselfunctie: wortelende planten en bodemorganismen gebruiken de waterbodem als voedselbron. Dit geldt ook voor planten en algen die van de minerale delen in het water leven; · refugiumfunctie: de waterbodem dient soms als een bescherming van de levensgemeenschappen in en nabij de waterbodem. De bescherming kan zowel tijdelijk als permanent zijn; · filterfunctie: ongewenste, vaak verontreinigende stoffen uit het infiltrerende oppervlaktewater (of grondwater) worden gebonden. De samenstelling van het sediment ofwel de bodemstructuur (de minerale delen en het aanwezige organisch materiaal) is, samen met de eventueel aanwezige nutriënten en verontreinigende (toxische) stoffen van invloed op het voorkomen en de abundantie van soorten. Handreiking Diagnostiek Error! Reference source not found.



Zo kunnen macrofyten zeer verschillende eisen aan de samenstelling van de waterbodem stellen, bijvoorbeeld met betrekking tot de kalkrijkdom en het organisch stofgehalte van de bodem. Dit kan er de oorzaak van zijn dat de maximale soortenrijkdom niet wordt gehaald. Andersom kunnen macrofyten op verschillende manieren een stabiliserende werking hebben op de waterbodem en de nutriëntenhuishouding, met name via concurrentie met algen om nutriënten en via de beperking van bodemopwerveling. Andere effecten zijn het bieden van schuilplaatsen aan algengrazend zoöplankton en uitscheiding van algengroeiremmende stoffen, hoewel effecten in het veld nog niet overtuigend zijn aangetoond.

Figuur: Schematisch voorstelling van de waterbodem en uitwisselingspro cessen die er plaatsvinden

Bij een eutrofe en verontreinigde waterbodem kan bij een hogere watertemperatuur in de zomerperiode de afbraak van organische stof in de waterkolom en de toplaag van de waterbodem toenemen, zodat meer nutriënten en microverontreinigingen in het water vrijkomen (zie ook het eutrofiëringscomplex en toxiciteit). Omdat zoöplanktonsoorten veelal gevoelig zijn voor verontreinigende stoffen, neemt de zoöplanktondichtheid af en kan het fytoplankton zich in deze gebieden sterk ontwikkelen. Veranderingen in het fytoplankton zullen dus vooral optreden als gevolg van een verandering in de nutriëntenhuishouding. Wanneer deze veranderingen groot genoeg zijn wordt de groei van blauwwieren gestimuleerd, wat kan leiden tot een toename van waterbloeien (ook van toxische soorten!). Maatregelen die gericht zijn op vermindering van de emissies van nutriënten hebben invloed op cyanobacteriën.




instrumenten in situ testen enclosures mesocosmos poriewateranalyses triade naleveringsproeven bioassays / ecoassays

4.4

kennisregels Onderzoek bodemstructuur handleiding sanering waterbodems veenloper vennensleutel model OMEGA EBEOsystemen

referenties Van Elswijk et al., 2002 RWS, 2007

voorbeelden Zuidlaardermeer Friese Boezem Sliedrechtse Biesbosch Zijdelmeer

Soorten Begrazingsdruk De soortsamenstelling en biomassa van macrofyten (en daarmee fytobenthos) kan onder druk staan door (een te grote) begrazingsdruk door watervogels. Deze begrazingsdruk kan zo hoog zijn, dat waterplanten onvoldoende tot ontwikkeling komen, waardoor het watersysteem gedomineerd wordt door algen. Of de begrazingsdruk te hoog is, kan getest worden door delen van het watersysteem met behulp van kooien af te schermen voor grazende vogels. instrumenten kennisregels in situ testen enclosures mesocosmos

referenties voorbeelden Dirksen & Boudewijn, 1994

Exoten Alle ‘nieuwe’ soorten ná 1900 die zich zonder hulp van de mens niet in Nederland hadden kunnen vestigen vallen onder de noemer exoot (Van der Velde, 2002; Jaarsma et al., 2005). Onder ‘hulp van de mens’ verstaan we zowel het doelbewust introduceren van soorten (bijvoorbeeld graskarpers en snoekbaarzen) als het onbewust introduceren van soorten (bijvoorbeeld via ballastwater van schepen), maar ook de veranderingen in soortensamenstellingen als gevolgen van klimaatverandering. Het kenmerk van invasies is dat soorten, nadat ze in een systeem binnengedrongen zijn, in korte tijd een enorme populatiegroei laten zien. Ze hebben hierdoor grote invloed op soortengemeenschappen en voedselwebben, en kunnen ze zelfs het overleven van inheemse soorten bemoeilijken. Zo kunnen sloten waarin de invasieve plantensoort waterhyacint is doorgedrongen binnen de kortste keren volledig door deze soort bedekt zijn. Andere voorbeelden van effecten zijn de bedekking van hard substraat met een laag modder (tot 4 cm!) door de PontoCaspische slijkgarnaal, en het dichtgroeien van pijpleidingen door driehoeksmosselen (Van der Velde, 2002). Foto: de PontoCaspische vlokreeft dominant op stenen substraat in de Rijn




Vooral in de grote rivieren zijn voorbeelden bekend van zeer snelle, massainvasies van (macrofauna) exoten, zoals de PontoCaspische slijkgarnaal Chelicorophium curvispinum en de PontoCaspische vlokreeft Dikerogammarus villosus (Van Riel, 2007). Zowel het aantal soorten als het aantal individuen en de biomassa van exoten neemt sterk toe de laatste jaren. Op dit moment bestaat 2025% van de taxa en meer dan 90% van de individuen en biomassa van de macrofauna op de kribben in de Rijn uit exoten. Voor de grote toename van exoten zijn diverse redenen aan te wijzen. Naast de al genoemde bewuste en onbewuste introducties is de aanleg van verbindingen tussen rivieren (Mittellandkanaal, MainDonaukanaal) een belangrijke oorzaak. Als een invasieve soort inmiddels dominant aanwezig is in een watersysteem, zijn de mogelijkheden om deze effectief te bestrijden minimaal. Zelfs de bestrijding van exoten in kleinere geïsoleerde wateren zoals Zonnebaarzen in vennen blijkt zeer lastig (Evers, 2003). instrumenten in situ testen enclosures mesocosmos

kennisregels

referenties Van der Velde et al., 2000; 2002 Jaarsma et al., 2005 Evers, 2003 Van Riel, 2007 Bij de Vaate et al., 2002

voorbeelden

Oever en waterplanten Oever en waterplanten zijn belangrijk als habitat voor macrofauna en voor sommige vissoorten, en als substraat voor diatomeeën. Oever en waterplanten bieden structuur, bescherming en voedsel. De kwaliteit van macrofauna, vooral voor meren, wordt daardoor sterk beïnvloed door het voorkomen van oevervegetatie, onderwaterplanten en het totaal begroeibaar areaal. Voor vissen kan oevervegetatie belangrijk zijn als habitat, foerageergebied (voor snoek, paling, baars) of paaigebied (o.a. voor baars). Waterpeil en waterdiepte zijn belangrijke sturende factoren voor de ontwikkeling van oevervegetatie. Foto’s: Rietkraag, habitat voor vis en macrofauna

instrumenten in situ testen inundatieproef kiemproeven mesocosmos samenstelling visstand

Kennisregels KRWverkenner factsheets KRWVerkenner infobladen


referenties Vermaat, 2002 Graveland & Coops, 1997 Graveland,1999 Nagelkerke et al., 1999 Boedeltje et al., 2004b

voorbeelden Zuidlaardermeer Friese Boezem



Onderhoud Watergangen met een waterafvoerende functie worden regelmatig geschoond. Deze schoning heeft grote invloed op zowel biomassa als soortensamenstelling van waterorganismen. Onderhoud wordt steeds meer gebonden aan regels om belasting van de ecologie zoveel mogelijk te voorkomen. Zo kunnen watergangen die een waterafvoerende functie hebben verbreed worden en tegelijkertijd voorzien van natuurvriendelijke oevers, zodat minder onderhoud nodig is en een diverse soortenrijkdom aan waterplanten kan ontstaan. Onderhoudswerkzaamheden voor aquatische systemen bestaan uit: · maaien van kruidachtige vegetaties op oevers; · schonen van waterlopen en oevers; · baggeren van bodems; · herprofilering en herstelwerkzaamheden aan oevers; · onderhoud aan waterkeringen, ontwikkelingen en inrchting (‘nieuwe werken’); · afdammen, dempen of vergraven van wateren. Bij het uitvoeren van onderhoud moet rekening gehouden worden met beschermde soorten die opgenomen zijn in de Flora en Faunawet. Er is een gedragscode voor het uitvoeren van onderhoud ontwikkeld welke erop gericht is om door middel van voorzorgsmaatregelen te waarborgen dat schade en daarmee negatieve invloeden op beschermde soorten wordt voorkomen. De gedragscode schrijft onder andere voor dat onderhoudswerkzaamheden tijdens kwetsbare perioden (bijv. voortplantingstijd) en gebieden (bv. paaiplaatsen voor vissen) vermeden moeten worden. En dat deskundigen geraadpleegd moeten worden bij het bepalen hoe, waar en wanneer het onderhoud optimaal uitgevoerd kan worden. Dit advies wordt gegeven aan de hand van een inventarisatie van het gebied, uitgevoerd door een ecologisch deskundig persoon. Over het algemeen wordt ervoor gekozen om de onderhoudswerkzaamheden te faseren in ruimte en tijd. Meer gedetailleerde richtlijn voor de uitvoering van onderhoud volgens de eisen van de Flora en Faunawet zijn te lezen in het document ‘Gedragscode Flora– en Faunawet voor waterschappen’, goedgekeurd door het Ministerie van Landbouw, Natuur en Voedselkwaliteit op 10 juli 2006. instrumenten in situ testen enclosures mesocosmos

kennisregels KRWverkenner EBEOsystemen

Referenties LNV, 2006 Van Strien & Van den Hengel, 2000

voorbeelden

Onevenwichtige visstand De visstand kan het voorkomen van fytoplankton en macrofyten bepalen. Daarbij gaat het met name om een onevenwichtige soortensamenstelling van de visstand en de dominantie van een aantal zoöplanktivore en bodemwoelende vissen. In veel nutriëntenrijke, troebele wateren is een overmaat aan brasem en blankvoorn. De kleine exemplaren van deze soorten fourageren op het zoöplankton, waardoor de begrazingsdruk van zoöplankton op fytoplankton wegvalt. Grotere exemplaren van vooral brasem fourageren op de bodemmacrofauna en veroorzaken hierbij een sterke opwoeling van de slibbodem. Het loskomen van slibdeeltjes in de waterkolom draagt bij aan troebeling van het water en het opladen van het systeem met nutriënten. De bodemwoelende activiteiten kunnen tevens voorkómen dat macrofyten wortelen en tot ontwikkeling komen. Handreiking Diagnostiek Error! Reference source not found.



In situaties waarin al maatregelen getroffen zijn om de nutriëntbelasting terug te dringen, kan een dergelijke visstand nog lange tijd een verstorende invloed hebben en de gewenste omslag naar een helder water tegenwerken. instrumenten in situ testen enclosures mesocosmos kansrijkheid helder water samenstelling visstand

kennisregels KRWverkenner factsheets KRW Verkenner infobladen

referenties


Variatie kwelders/schorren/gorzen Kwelder, schor of gors zijn verschillende benamingen voor zout en brakwater plasdras gebieden. Kwelders vormen de verbindingsschakel tussen het land en het zoute water en staan alleen bij springvloed onder water. Een kwelder is opgebouwd uit een aantal zones: een pionierszone in de laagste delen, lage en middelhoge kwelder en ten slotte de hoge kwelder met de climaxvegetaties. De variatie kan optreden in zowel tijd (leeftijd) als plaats (hoogteligging). Een ideale kwelder bevat alle zones en is soortenrijk. Een onevenwichtig opgebouwde kwelder met bijvoorbeeld alleen een climaxvegetatie is soortenarm. Een sterke oververtegenwoordiging van een zone of een climax vegetatietype duidt meestal op een verstoring van de natuurlijke processen in het waterlichaam. Kweldervegetaties hebben de volgende functies: · bijdragen aan de stabilisatie van het watersysteem; · onderdeel vormen van de primaire productie en bieden voedsel; · broed, schuil en rustplaats voor tal van organismen; · filterwerking op eutrofiërende stoffen. Voor kwelder of schorvorming is aanvoer van sediment nodig, en voldoende stroomluwte, zodat het materiaal ook kan bezinken. Na de eerste plantengroei ontstaat een deels zelfversterkend effect van schorophoging en aangroei door sedimentinvang door vegetatie. Na enige tientallen jaren komen de bovenste delen van een schor boven de hoogwaterlijn te liggen. Het wordt nog zelden overspoeld en verzoet, waarna riet en boomopslag optreedt. Bij een gelijkblijvende ruimte in het systeem ontstaat vervolgens vanzelf afbraak. De door afbraak ontstane ruimte geeft weer gelegenheid voor opbouw. Bij toename van de stroomsnelheden kan afbraak de overhand krijgen. Het schor wordt geleidelijk afgebroken en de opbouw van nieuw schor neemt af. Instrumenten in situ testen enclosures mesocosmos

kennisregels

referenties voorbeelden Lorenz et al., 2003 RIKZ, 2005 Meire et al., 1988




Kokkelvisserij Het mechanisch kokkelvissen is omstreden. De kokkelschepen laten duidelijke sporen achter op het wad. Een trawlnet, een boomkor of een schelpdierenkor wordt over de zeebodem getrokken en vernietigt oesters, koralen en rifbouwende kokerwormen. Herhaaldelijke verstoring van de zeebodem leidt vaak tot het geleidelijk verdwijnen van andere levensvormen. Kokkeletende wadvogels, zoals scholeksters, eidereenden en kanoetstrandlopers, lijken de laatste twaalf jaar voedselproblemen te ondervinden. Vroeger viste men in de Waddenzee handmatig op kokkels. De schelpdieren werden met een 'kokkelklauw' uit de bovenlaag van de wadbodem geharkt. In de jaren zeventig en tachtig maakte de traditionele visserij grotendeels plaats voor een meer industriële bedrijfsvorm. Schepen met een geringe diepgang en een groot motorvermogen oogsten mechanisch de wilde kokkels. Zware zuigkorren schrapen en zuigen de losgespoten bovenlaag van de wadbodem. Wat niet meteen door de spijlenkooi aan de achterzijde van de kor ontsnapt, wordt opgezogen. De kokkels blijven aan boord achter op een zeef. link: www.kokkelvisserij.nl Instrumenten enclosures, exclosures

4.5

kennisregels

referenties Piersma et al., 2001

voorbeelden

Complexen Eutrofiëringscomplex Eutrofiëring is het proces wat optreedt wanneer het aanbod van plantenvoedingstoffen (nutriënten, met name stikstof en fosforverbindingen) in een oppervlaktewater sterk toeneemt. Eutrofiëring kan een natuurlijke achtergrond hebben. Bijvoorbeeld als gevolg van het fixeren van stikstof uit de lucht door bepaalde organismen (bijvoorbeeld kroosvaren, Azolla) of door de natuurlijke depositie van stikstof. In de meeste gevallen vindt eutrofiëring niet van nature plaats, maar is een gevolg van menselijke beïnvloeding. Eutrofiëring is onder te verdelen in externe en interne eutrofiëring. Bij externe eutrofiëring wordt een water belast met nutriënten die afkomstig zijn van buiten het water. Voorbeelden hiervan zijn riooloverstorten, afvalwaterzuiveringsinstallaties en verhoogde stikstofverrijkte (als gevolg van verbranding van fossiele brandstoffen in energiecentrales en het verkeer) atmosferische depositie. Voorbeelden van eutrofiëring: een meer met algenbloei (linker foto) en een met kroos begroeide leemput (rechterfoto).




Interne eutrofiëring treedt op wanneer voorheen niet beschikbare in het systeem aanwezige nutriënten alsnog beschikbaar komen. Voorbeelden hiervan zijn de versnelde mineralisatie van organisch materiaal door het inlaten van kalkrijk of sulfaatrijk water en het vrijkomen van aan ijzer gebonden fosfaat (Bloemendaal en Roelofs, 1988; Lucassen, 2004). Ook visserij kan (indirect) eutrofiëring beïnvloeden door het wegvangen van roofvissen en het uitzetten van andere vissoorten. Hierdoor ontstaan onnatuurlijke visbestanden met een doorgaans veel te hoge abundantie van karperachtigen. Het omwoelen van de bodem door deze vissen bevordert het vrijkomen van voedingsstoffen. Eutrofiëringbestrijding in Rijnland Hoogheemraadschap Rijnland heeft al ruim dertig jaar ervaring met eutrofiëringbestrijding. Tijdens de aanpak van eutrofiëring bleek het aanpakken van autonome ontwikkelingen in het gebied erg belangrijk te zijn. Zo leidde de verbetering van riolering en vermindering van diffuse belasting soms tot de helft van de winst van de totale aanpak. Het combineren van maatregelen, gekozen op basis van een goede systeemanalyse over kortere termijnmetingen, levert de beste resultaten. Hoogheemraadschap Rijnland heeft uitgebreide modellering van de ins en outs van het systeem ervaren als uitermate belangrijk bij het achterhalen van de oorzaken eutrofiëring in hun beheersgebied. Instrumenten massabalans naleveringsproeven enclosures, exclosures samenstelling visstand kansrijkheid helder water kritische Pbelasting experiment met kunstmatige menging samenstelling visstand

kennisregels handleiding actief biologische beheer handleiding ecologisch herstel ondiepe meren Handleiding Bestrijding Eutrofiëring vennensleutel veenloper KRWverkenner factsheets KRW verkenner modelleren KRWnutriënten EBEOsystemen

referenties RIZA, 1996 Handleiding voor de bestrijding van Eutrofiëring Rijsdijk, 1996 Bloemendaal & Roelofs, 1988 Riegman, 1986 Portielje et al., 2004 Brouwer et al., 2002 Smolders et al., 2001

voorbeelden Zuidlaardermeer Zwarte meer Zijdelmeer

Hardheid / verzuring Verzuring is een grote bedreiging voor hydrologisch geïsoleerde vennen en grondwatergevoede vennen. Verzuring treedt op nadat inundaties zijn stopgezet. Maatregelen (herstelmaatregelen in combinatie met toevoer van bufferende stoffen) zijn nodig om te voorkomen dat vennen verzuren. De huidige atmosferische depositie is namelijk veel zuurder dan de kritische niveaus voor zuur waarbij de levensgemeenschap van vennen in stand kan blijven. Verdroging draagt nog extra bij aan de verzuring van een ven, doordat het resulteert in een verminderde voeding van het ven door grondwater en de voeding door regenwater gaat domineren. Daarnaast zorgt verdroging ook nog voor een vermindering van CO2 als gevolg van de afname van kalkrijke kwel.




instrumenten enclosures, exclosures inundatieproef massabalans mesocosmos

kennisregels vennensleutel KRWfactsheets EBEOsystemen

Referenties Voorbeelden Evers, 2006 Friese Boezem Arts et al., 2000 Bloemendaal & Roelofs, 1988 Arts & van Duinhoven (2000)

Kanalisatie en normalisatie De meeste beken en rivieren in Nederland zijn in het verleden gekanaliseerd en genormaliseerd, ondermeer voor een snellere afvoer van het water. Kanalisatie is het rechttrekken van het lengteprofiel en normalisatie is het aanpassen van het dwarsprofiel tot een normprofiel (Verdonschot, 2000). Dit heeft geleid tot rechte, bredere en diepere beken. Kanalisatie en normalisatie verminderen de variatie aan structuren in beken (zie ook ‘stroming’). Dit wordt vaak nog versterkt door (intensief) onderhoud dat wordt gepleegd om de stroomgeul open te houden zodat een goede doorstroming gegarandeerd blijft. Hierbij worden ingevallen bomen en takken verwijderd. Door het verwijderen van dergelijke natuurlijke obstakels die de beekbodem vasthouden en voor het grootste deel van de habitatvariatie zorgen, zijn veel soorten verdwenen.

Foto: kanalisatie

Instrumenten enclosures, exclosures doorstroomopstellingen

kennisregels KRWverkenner factsheets KRW verkenner infobladen

referenties Verdonschot, 2000

voorbeelden

Kustverdediging Kustverdediging biedt duurzame bescherming tegen overstromingen en wordt gevormd door deltawerken, binnendijkse duinen en dijken, stuifdijken en zeewaartse versterking. De Nederlandse Noordzeekust bestaat uit 353 kilometer duinen, dijken en andere waterkerende constructies en loopt van Cadzand tot Rottumeroog. Gezamenlijk beschermen zij de laag gelegen helft van het Nederlandse land tegen de Noordzee. Naast artificiële kustverdediging hebben duinen en stranden een belangrijke functie bij de kustverdediging. De minst spectaculaire, maar eigenlijk belangrijkste vorm van kustverdediging is het beheer van de buitenste rij duinen, de zeereep. Tegenwoordig zijn er methodes ontwikkeld om de natuurlijke waterkeringen te behouden, zoals zandsuppletie.




De dynamiek van de kust is beperkt door de aanleg van verdediging, vooral in de omgeving van huizen, gebouwen en andere bouwwerken. De vraag naar meer veilig, vruchtbaar en bewoonbaar land heeft verder geleid tot de aanleg van stuifdijken tussen aangrenzende duin gebieden, of van lange stuifdijken aan de oostkant van de eilanden. Het resultaat hiervan was een aanzienlijk verlies van dynamische gebieden en verlies van betrekkelijk zeldzame subhabitats. Voor overgangswateren zorgt kustverdediging voor een verlaagde dynamiek, getijdewerking en doorstroming, verdwijnen van zoet zout gradiënten en een toename van migratiebarrières. Hierdoor verdwijnen soorten die kenmerkend zijn voor estuaria en worden trekvissen gehinderd. Indirecte effecten van een lage dynamiek zijn troebel water en slibophoping. Instrumenten enclosures, exclosures



Referenties RIKZ, 2005 Cleveringa et al., 2004

voorbeelden



5

INSTRUMENTEN VOOR NADER ONDERZOEK In het project “KRWTools” wordt momenteel informatie over instrumenten in het kader van KRW opgesteld. Deze informatie is niet in de actuele Handreiking Diagnostiek opgenomen.

Bioassays / Ecoassays Bioassays Een bioassay is een techniek waarmee biologische effecten van giftige verontreinigende stoffen zichtbaar gemaakt kunnen worden (Maas et al., 2003). In een bioassay worden uit laboratoriumkweek of uit het veld verkregen organismen of delen van organismen (weefsels of cellen) op gestandaardiseerde wijze in het laboratorium of in een veldsituatie blootgesteld aan milieumonsters in de vorm van water of sediment. Met behulp van bioassays kan worden aangetoond of in het water aanwezige (combinaties van) stoffen, bekend of onbekend, een toxisch effect hebben op de biologie. Bioassays zijn geen chemische stofbepalingen, het resultaat van een bioassay is niet dat stof X voorkomt in een concentratie van zoveel µg/l. Figuur: voorbeeld van een bioassay: constatering of een watermonster een verhoogde sterfte laat zien van het testorganisme. In dit geval voor Hyalella azteca (de Mexicaanse vlokreeft).

Een ander voorbeeld: algen of watervlooien (zie hiernaast) worden ingezet bij de waterinlaat voor drinkwatervoorzieningenen op punten waar de grote rivieren Nederland binnenkomen. Hun gedrag in stroomopstellingen geeft continu informatie over de waterkwaliteit.

Een ander voorbeeld: effluent worden met algen, bacterie en watervlo (zie hiernaast) testen beoordeeld op hun milieubezwaarlijkheid. Effluenten in een stroomgebied kunnen op deze wijze op een uniforme manier met elkaar vergeleken worden.

Bioassays zijn er in alle soorten en maten en variëren in getest milieumonster (oppervlaktewater, effluent of waterbodem), biologisch effect (sterfte, groei, voortplanting, hormonale verstoring), geteste organismen (bacteriën, algen, watervlooien, vissen) en tijdsduur (kortdurend van enkele minuten tot een paar dagen en langdurend van dagen tot weken). De testduur van langdurende, chronische Handreiking Diagnostiek Error! Reference source not found.



bioassays beslaat een aanzienlijk deel van de levensduur van het organismen zijn geschikt om parameters als reproductie, ontwikkeling en groei te bestuderen. Om met acute, of in vitro bioassays effecten te kunnen meten in oppervlaktewater en effluenten is meestal een voorbewerking nodig stap nodig om de stoffen geconcentreerder te maken en vrij van stoffen die de meting kunnen storen. In veel gevallen is echter een meer ingrijpende behandeling nodig, waarbij de stoffen worden gescheiden van de watermatrix (Maas et al., 2003; Roex, 2005). Uit inventarisatie is gebleken dat er nauwelijks meer acute effecten op waterbodems en oppervlaktewater gemeten worden. Ook voor effluenten geldt dit in toenemende mate. Bioassays kunnen onderdeel zijn van ecoassays. Ecoassays Van den Heuvel et al. (2005) heeft de volgende definitie gegeven voor ecoassays: de toepassing van testen in waterlichamen om als de ecologische kwaliteit niet voldoet, vast te stellen wat hiervan de oorzaak is. Deze handreiking diagnostiek beperkt zich tot het inventariseren van ecoassays voor het achterhalen van problemen op het gebied van hydrologie, morfologie en eutrofiëring. De term ‘ecoassays’ omvat een heel scala aan technieken: bijvoorbeeld labtesten, modellen, rekenregels en kiemtesten. Ecoassays kunnen ingezet worden om de oorzaak van het niet bereiken van de KRWdoelstellingen te achterhalen en zijn op verschillende momenten inzetbaar: · bij de signalering van het ecologisch effect. De KRWVerkenner kan hiervoor een indicatie geven; · bij de inventarisatie van mogelijke oorzaken, zoals toxiciteit, hydrologie, morfologie en aan of afwezigheid van specifieke soorten; · bij de inventarisatie van beschikbare gegevens, bijvoorbeeld aspecten van autoecologie van de soort of ‘bekende’ effecten van herbiciden; · ter confirmatie van de diagnose. Ecoassays met als doel de toxiciteit van stoffen in oppervlaktewater, effluenten en waterbodem te meten, zijn reeds beschreven in de documenten ‘Bioassays onder de loep’ (Derksen et al. 2004; Spier et al. 2004), ‘TEB praktijkonderzoek, Deel T1, meten TEB parameters’ (Roex, 2003) en ‘Het ontwikkelen van chronische in vivo bioassays voor brakke en mariene sedimenten’ (Postma et al. 2003). Voordat besloten wordt een ecoassay in te zetten of te ontwikkelen moet aan een aantal voorwaarden voldaan worden om te verzekeren dat de ecoassay adequaat ingezet wordt. Er moet voldoende systeemkennis aanwezig zijn om beschikbare monitoringgegevens en de ecologische implicaties daarvan te kunnen interpreteren. Het gaat hierbij om de volgende gegevens: · waterkwaliteitsgegevens; · morfologische gegevens (bodemligging (profielen), ligging en type kunstwerken, etc); · hydrologische gegevens (waterpeilen, waterstanden, afvoer, stroming, verblijftijden). Ook moet een grondige autecologische kennis van de te onderzoeken soorten of soortgroepen aanwezig zijn om er zeker van te zijn dat de betreffende soorten of groepen kunnen voorkomen in het watersysteem. Er zal literatuur onderzoek naar randvoorwaarden voor het voorkomen van de soort gedaan moeten worden. Feitelijk Handreiking Diagnostiek Error! Reference source not found.



zijn systeemkennis en autecologische kennis te beschouwen als de eerste ecoassays, die voor ieder watertype dat de GET/GEP niet haalt, uitgevoerd moeten worden. Daarnaast kunnen interacties tussen nutriënten en toxicanten een grote rol spelen in aquatische ecosystemen. Inventarisatie bioassays en ecoassays In 2006 is een inventarisatie van het gebruik van bioassays en ecoassays als instrumenten voor nader onderzoek kaderrichtlijn water uitgevoerd (Grontmij | AquaSense, 2006a, 2006b). In figuur 1 is de beslisboom uit de verkenning (naar: van den Heuvel et al. 2005) gepresenteerd waarmee de oorzaak achterhaald kan worden van een onvoldoende ecologische toestand. De handreiking diagnostiek beslaat in principe alleen de eerste drie stappen van de beslisboom. De uitvoering van eco of bioassays en het formuleren van maatregelen maakt geen deel uit van de handreiking. Voor de beschrijving van in vivo bioassays zijn alleen assays gebruikt die betrekking hebben op de organismegroepen die passen binnen de kwaliteitselementen van de KRW voor de betreffende watercategorie, met uitzondering van zoöplanton (zie ook tabel 1). Zoöplankton is een belangrijke schakel in de voedselketen en kan van belang zijn voor het verklaren van afwijkingen in fytoplankton, macrofauna of vissamenstelling, groepen die ervan afhankelijk zijn. Daarnaast bestaan veel bioassays met zoöplankton omdat het geschikte organismen zijn voor testen. Ze zijn relatief gemakkelijk te kweken en ze hebben een korte generatie tijd. Figuur 1: Stappenplan voor de diagnose van de oorzaak van het ecologisch effect. De blauwe stippellijn geeft de grens aan van de Handreiking ecoassays.

Tabel 1: Aangetroffen bioassays per biologisch KRWkwaliteitselement, uitgesplitst naar categorie

Oppervlaktewater Sediment zoet brakzout zout zoet brakzout Kwaliteitselement acuut chronisch acuut chronisch acuut chronisch chronisch chronisch Fytoplankton Fytobenthos Macrofyten Macroalgen

± ±

+ +

±

±


+



Angiospermen Macrofauna Vissen zoöplankton*

+ ± +

+ + +

+ +

+ +

+ ± +

+ +

+ + +

geen + * genoeg ± matig Voor de inventarisatie van ecoassays is gezocht naar onderzoek dat is uitgevoerd om de oorzaken van problemen met betrekking tot de ecologische kwaliteit van watersystemen te achterhalen. Per kwaliteitselement is per categorie (stoffen, hydrologie, morfologie en soorten) nagegaan welke stuurvariabelen aan de orde waren. Deze categorieën en bijbehorende stuurvariabelen zijn als kapstok gebruikt voor het maken van tabellen met mogelijke ecoassays die overzichtelijk weergeven voor welke waterlichamen (rivieren, meren, overgangswateren en/of kustwateren) ecoassays uitgevoerd kunnen worden. Om rekening te kunnen houden met toekomstige factoren zoals klimaatverandering, is in de kolom ‘wanneer’ aangegeven op welke termijn een experiment gericht is. =voor KRW meten geen kwaliteitselement KRW

aanwezigheid bioassays:

+ +

Informatie over ecoassays per kwaliteitselement: · ecoassays voor fytoplankton · ecoassays voor fytobenthos · ecoassays voor macrofyten · ecoassays voor macrofauna · ecoassays voor vis · ecoassays voor angiospermen · ecoassays voor macroalgen Links: http://www.pesticideinfo.org http://www.niwascience.co.nz/rc/pollution/ecotoxtesting http://www.zeeslib.nl/nl/Publicaties/productenlijst.html http://www.uhasselt.be/onderzoek/groepen/teams_p_dep/abstract_groep.asp?id=CMK B http://www.biofloweu.net/ http://www.rivo.dlo.nl/sites/sprintfish/ http://www.mina.be/front.cgi?s_id=369&detail=175&thema=Verontreiniging%20van%20 oppervlaktewater&trefwoord=&zoekwoord Referenties · Aquasense, 2005. In opdracht van RIKZ en RIZA, rapportnr. 2331 · Maas et al., 2003 · Roex, 2003 · De Jong et al., 2000 · EPA, 2000. EPA 600/R99/064. Second edition. · Grontmij | AquaSense, 2006a; 2006b · AquaSense, 2006a; 2006b Handreiking Diagnostiek Error! Reference source not found.

voorbeelden Sliedrechtse Biesbosch Noordhollandsch kanaal



· · · · ·

Roex et al., 2007 STOWA, 1997a; 1997b Van den Heuvel et al., 2005 Zie literatuurlijst bioassays Zie literatuurlijst ecoassays

Diepteprofielen Het meten van diepteprofielen, dat wil zeggen dat er op verschillende dieptes zuurstof, geleiding, pH en temperatuur gemeten wordt, kan inzicht geven in de locale gradiënten van deze stuurvariabelen en in het effect van onderhoud. Referenties

Voorbeelden

Doorstroomopstellingen Doorstroomopstellingen zijn zeer geschikt om de invloed van abiotische en biotische factoren te testen op soorten die in stromend water voorkomen. Doorstroomstudies kunnen zowel in een experimentele opstelling als in het veld op vele verschillende manieren uitgevoerd worden. Een manier om de ecologie van stromende ecosystemen in het veld te bestuderen via een doorstroomopstelling is door een stroomgoot aan een drijvend ponton in het water te hangen. Meer gebruikte doorstroomopstellingen zijn de zogenaamde stroomgoten. Deze opstelling bestaat uit een aantal goten waar doorheen water gepompt wordt. De fauna of vegetatie die men wil bestuderen wordt in de goot vastgehouden door een zeefplaatje aan het uiteinde van de goten. Eventueel kan zelfs een ecosysteem van een stromend water nagebootst worden. Stroomsnelheid en overige abiotische variabelen kunnen in de opstelling aangepast worden om de invloed van deze variabelen op de biologische kwaliteitselementen in de stroomgoot te bepalen. Referenties · Van den Heuvel et al., 2005 · De la Haye, 1992 · De la Haye, 1994 · Foekema et al., 2005 · Van Schie, J., 1996

Voorbeelden

Enclosures, exclosures Enclosures zijn compartimenten binnen het te onderzoeken watersysteem, waarin een aantal factoren (bijvoorbeeld de verblijftijd van het water, windinvloed, baggeren, visstand, soortensamenstelling) gemanipuleerd kan worden om zo de invloed van de betreffende factor(en) op het functioneren van het ecosysteem of voedselweb te onderzoeken. De mate van contact tussen de compartimenten en de rest van het watersysteem kan gevarieerd worden. Zo zijn er enclosures die volledig met het systeem eromheen in contact staan (bijvoorbeeld een grootmazig net met substraat erin om de kolonisatie van macrofauna te bestuderen) of totaal van het omringende watersysteem afgesloten zijn (bijvoorbeeld een deel van een meer waarin geëxperimenteerd wordt met eutrofie bestrijdende maatregelen). Compartimenten kunnen ook dienen om bepaalde systeemelementen buiten het




compartiment van onderzoek te houden. Deze compartimenten worden exclosures genoemd. Exclosures kunnen bijvoorbeeld gebruikt worden om de invloed van predatoren (zoals vis, of grote macroinvertebraten) op macrofauna te bestuderen. De toegankelijkheid van soorten tot de exclosure wordt in de meeste exclosurestudies bepaald door de grootte van de openingen in de afscheiding. Referenties · Reynolds et al., 1984 · Visser, 1995 · De Lange et al., 2005


Experiment met kunstmatige menging Kunstmatige vermenging kan een middel zijn om het vormen van drijflagen door giftige algen tegen te gaan. Menging (door beluchting) ter bestrijding van Microcystis overlast wordt in de Nieuwe Meer succesvol toegepast. Microcystis is een blauwalg die vanwege zijn toxiciteit en het vormen van drijflagen overlast veroorzaakt. Dankzij een adaptief drijfvermogen kan deze alg optimaal gebruik maken van variabele licht en nutriënten condities. Door menging van de waterkolom kan dit aanpassingsvermogen teniet worden gedaan, zodat minder hinderlijke fytoplanktonsoorten een kans krijgen. Het project in de Nieuwe Meer was vooral modelmatig onderbouwd, maar er wordt ook verwezen naar in Engeland uitgevoerde tests, waarbij in een meer opgehangen kunststof enclosures (Lund tubes), effecten van onder andere menging op het voorkomen van Microcystis is bestudeerd. Referenties · Huisman & Jöhnk, 2004 · Reynolds et al., 1984 · Visser, 1995

voorbeelden

In situ testen In situ testen zijn proeven waarbij een biologisch systeem in zijn geheel of gedeeltelijk aan een proef wordt onderworpen. Dit soort proeven komen in aanmerking als de te variëren parameter niet op eenvoudige wijze in het laboratorium of in enclosures zijn uit te voeren. Referenties · Huisman & Jöhnk, 2004 · Klink & Bij de Vaate, 1994 · Prins, 1996 · Tosserams, 1999 · Van Katwijk & Wijgergangs, 2000

voorbeelden

In vitro bioassays In vitro bioassays zijn testen waarbij de reactie van een organisme op een van nature voorkomende stof, bodemtype of omstandigheid wordt getest. Voorbeelden hiervan zijn het kweken van algen onder verschillende nutriëntconcentraties om te achterhalen welk nutriënt groeilimiterend is onder de natuurlijke omstandigheden. In vitro bioassays richten zich op één (groep van) organisme(n) of op een stof of andere omgevingsfactor.




Referenties · De la Haye, 1992 · Eminson & Philips, 1978 · Klapwijk, 1988 · Peperzak, 2003 · Van den Berg, 1999 · Van Vierssen W. et al., 1994

voorbeelden

Inundatieproef Een inundatieproef kan worden uitgevoerd om te onderzoeken of fosfaat tijdens inundatie kan worden vastgelegd met als doel de fosfaatbelasting terug te dringen. Uit recent onderzoek (pilot Hunze) blijkt dat inrichting van overstromingsmoerassen in potentie een kansrijke en haalbare maatregel is. Het effect van inundatie op de mobilisatie van fosfaat kan echter variëren en hangt samen met de aanwezigheid van sulfaat, ijzer, piriet en de duur van inundatie. Referenties · Alterrarapport 534 (2003)


Invloed nutriënten op fytoplankton Door middel van laboratoriumproeven of in situ proeven wordt onderzocht welk nutriënt limiterend is voor de groei van fytoplankton of hoe ver de nutriëntenconcentraties gereduceerd moeten worden voor een voldoende verlaging van de biomassa. Referenties · Klapwijk, 1988 · Peeters, et al., 1993 · Riegman, 1986

voorbeelden

Kansrijkheid Helder Water In de handleiding voor Actief Biologisch Beheer (ABB) is een beoordelingsmethode opgenomen voor het beoordelen van de kans op helder water. Voor de omslag van troebel naar helder water moet aan twee voorwaarden worden voldaan: de dichtheid van algen moeten afnemen en de hoeveelheid slib in het water moet omlaag. Grote watervlooien consumeren algen, maar worden vaak opgegeten door planktonetende vissen en predatore macrofauna. Daarnaast zorgen bodemwoelende vissen en waterbeweging van wind voor troebeling door het opwervelen van slib. De omslag van troebel water naar helder water kan bereikt worden door: · wegvangen van planktonetende vis; · wegvangen van bodemwoelende vis; · het verminderen van nutriëntenbelasting. Als de vegetatie zich in het voorjaar goed ontwikkelt, kan dat ervoor zorgen dat algengroei geen kans krijgt door een verlaagde nutriëntenbelasting van het water. Voor het helder blijven van water op langere termijn zijn de belasting van nutriënten en een goed ontwikkelde oever en onderwatervegetatie van doorslaggevend belang.




ABB heeft vragenlijsten ontwikkeld die door water en visstandbeheerders gebruikt kunnen worden om inzicht te krijgen op de effecten van ABB maatregelen. Deze maatregelen zijn gericht op het terugbrengen van de visstand.

Foto: Variaties in helderheid van oppervlaktewater

Referenties Handleiding voor Actief Biologisch Beheer Handleiding Bestrijding Eutrofiëring

voorbeelden

Kiemproeven In bepaalde situaties zijn de omstandigheden geschikt voor het voorkomen van waterplanten, maar zijn deze niet in de directe omgeving aanwezig. In deze situaties kan met behulp van kiemproeven en zaadbankonderzoek bestudeerd worden of het gewenste vegetatietype zich binnen overzienbare tijd kan ontwikkelen uit in het systeem aanwezige kiemen. Als dit niet het geval is, kan besloten worden over te gaan tot aanplant. Ook kan een beperkt deel van de waterpartij aangeplant worden om te onderzoeken of de planten aan kunnen slaan en zich kunnen ontwikkelen tot de gewenste vegetatie. Referenties · De la Haye, 1992 · Van den Berg, 1999 · Boedeltje et al., 2004b · Boedeltje, 2005 · Van Katwijk & Wijgergangs, 2000

voorbeelden

Kritische N en Pbelasting Verminderen van N en Pbelasting van oppervlaktewater is een middel om de ecologische kwaliteit van oppervlaktewater verbeteren. De ecologische toestand van regionale wateren wordt door verschillende hydrologische, morfologische en chemische factoren bepaald. De relatie tussen de ecologische toestand en nutriënten varieert daardoor per watertype. De belasting van oppervlaktewater is een betere indicator dan de concentratie, maar is door monitoring niet of nauwelijks te toetsen. Daarom wordt uitgegaan van oppervlaktewaterconcentraties. In sloten is de kritische belasting/concentratie is afhankelijk van bodemtype (substraat) en diepte. Diepe veen en kleisloten kunnen een hogere belasting hebben dan ondiepe zandsloten. De rol van fosfor is in sloten en ook in meren belangrijker dan stikstof. In beken spelen andere factoren, zoals morfologie, stromingskenmerken een zeer belangrijke, zo niet bepalende rol. Vennen zijn van oorsprong geïsoleerde wateren, waar de atmosferische stikstofdepositie nu de belangrijkste bron is. Voor 99% van de vennen wordt in de huidige situatie de kritische stikstofbelasting overschreden. Handreiking Diagnostiek Error! Reference source not found.



Binnen het project KRWnutriënten zijn norm en doelstellingen voor nutriënten afgeleid, gebaseerd op de na te streven doelen van de Kaderrichtlijn Water. Vaak zal gebiedsgericht beleid niet effectief kunnen zijn door het hoge aantal diffuse bronnen (o.a. uit en afspoeling vanuit landbouw) of omdat zeer hoge kosten gemaakt moeten worden om puntbronnen (effluentlozingen, overstorten) aan te pakken. Bron: F. Kragt: Verminderen N en Pbelasting oppervlaktewater: www.iporivm.nl/infosystemen/ming/link/verminderen%20belasting%20oppervlaktewater.doc www.iporivm.nl/ Referenties · Van Liere & Jonkers, 2002 · KRWnutriënten


Water en Massabalans De massabalans is een instrument waarmee de water en stoffenstromen van het systeem in kaart gebracht kunnen worden. Op basis van de massabalans kan de externe belasting (aanvoer van nutriënten via oppervlaktewater, kwel, neerslag) en interne belasting (nalevering uit sediment) van een systeem worden bepaald. Afhankelijk van het belang van een bepaalde post op het totaal van de nutriëntbelasting van het systeem kunnen maatregelen geselecteerd worden. Een stoffenbalans in combinatie met een waterbalans kan inzicht geven over de mate waarin stoffen via in verbinding staande watersystemen het ecosysteem belasten. In de Handleiding Bestrijding Eutrofiëring worden water en stoffenbalansen gebruikt voor het opstellen van een beheersplan.

Voorbeeld van een stoffenof massabalans




Voorbeeld van een waterbalans

Referenties Van Elswijk, 2001 Van Elswijk et al., 2002


Mesocosmos Een mesocosmos lijkt op een enclosure. Bij een enclosure wordt in een deel van een bestaand systeem gevarieerd met een of meerdere parameters en wordt het effect van deze parameters bestudeerd. Een mesocosmos bootst een bestaand systeem na in bijvoorbeeld een proefsloot of –vijver of zelfs in een laboratorium. Afhankelijk van de parameter(s) waarvan de invloed onderzocht moet worden, moet de beste mogelijkheid worden uitgezocht. Referenties · De la Haye, 1994 · Foekema, et al., 2005 · Noordhuis et al.,1994 · Peeters et al., 1993 · Meijer et al., 1990 · Prins, 1996 · RIZA,1995 · Slijkerman et al., 2005 · Van Dokkum et al., 2000 · Van Katwijk, 2003 · Van Schie, 1996 · Verheij, et al., 1994 · Westerveld & Verschuren, 1992

voorbeelden

Naleveringsproeven Naleveringsproeven zijn experimenten waarbij de nalevering van nutriënten (vooral fosfaat) vanuit de slibbodem in het laboratorium of in situ wordt onderzocht en kunnen een onderdeel vormen van de massabalans. Het kwantificeren van in bodemsediment opgeslagen P (interne nutrientenbelasting) zou kunnen helpen bij het opstellen van vervolgbeheer. Om de potentiële Pnalevering van de bodem te kunnen kwantificeren wordt de Pafgifte in de tijd gemeten van onder laboratoriumcondities doorgespoelde kolommen bodemsediment.




Referenties · Boers & Van Hese, 1988 · Smolders et al., 2001


Nematoden inventarisatie Bodemverontreiniging kan leiden tot lagere aantallen nematoden. Ook kan bodemverontreiniging de taxonomische samenstelling van de nematodenpopulatie veranderen. Verontreinigde bodems bevatten vaak een relatief groter aandeel van snel reproducerende soorten (Rstrategen), terwijl in schone bodems ook traag groeiende en langzaam reproducerende soorten (Kstrategen) aanwezig zijn. Inventarisatie van aantallen en soorten nematoden geeft dus informatie over de toxiciteit van een (water)bodem. Referenties · Kerkum, 2005

voorbeelden

Onderzoek naar visstand Door het vangen van vis in een waterlichaam kan een indruk worden gekregen van de samenstelling van de visstand. Dit kan met verschillende technieken gebeuren, zoals met netten of electriciteit. De methoden verschillen in selectiviteit wat betreft vangen van vissoorten, dus de methode moet nauw aansluiten bij het doel van het onderzoek. Behalve de methode dient ook de plek van bemonstering nauwkeurig gekozen te worden. Vissen stellen namelijk voor verschillende activiteiten (bijv. foerageren, paren) andere eisen aan habitats. Het bemonsteren van zoveel mogelijk verschillende typen habitat geeft het meest complete beeld van de visstand. Als de visstand problemen geeft, bijvoorbeeld door grote dichtheden bodemwoelende vis, kan ingegrepen worden. De Handleiding Actief Biologisch Beheer beschrijft vergaand ingrijpen door middel van uitdunnen van de visstand. Foto: Electrisch vissen

Referenties · STOWA (2002). Handboek visstandsbemonstering. Voorbereiding, bemonstering, beoordeling. STOWA rapport 200207. · RIZA i.s.m. OVB (1992). Handleiding Actief Biologisch Beheer. ISBN: 908001205x · Van Thuyne & Breine, 2003


Poriewater analyses In een verontreinigde waterbodem geven de vrij opgeloste concentraties van verontreinigingen in het poriewater vaak beter inzicht in de risico’s voor het ecosysteem dan de totaalgehalten in het sediment. De concentraties in het poriewater zijn bepalend voor de verspreiding van verontreinigingen naar grond en oppervlaktewater. Omdat directe metingen aan het poriewater technisch meestal moeilijk uitvoerbaar zijn, worden de stoffen eerst uit het poriewater geëxtraheerd.




Referenties · RWS, 2007 · Sijm et al., 2002 · Ten Hulscher, 2006 · Van Elswijk et al., 2002 · Vink, 2001

voorbeelden

SOFIE Meetcel SOFIE® (Sediment Or Fauna Incubation Experiment) is een bij het RIZA ontwikkelde meetcel waarmee de risico`s van verontreinigingen in bodems en sedimenten kunnen worden beoordeeld. De meetmethode kan op basis van een gebruikslicentie worden overgenomen. Met de methode is het mogelijk om in ongestoorde bodems en sedimenten de verschillende chemische fracties van zware metalen te meten. Dit gebeurt met behoud van de heersende zuurstofarme omstandigheden. Door het gelijktijdig uitvoeren van een blootstellingstest met organismen (bioassay) kunnen chemische en biologische beschikbaarheid met elkaar in verband worden gebracht. Dit kan bijdragen tot een betere monitoring van water en sedimentkwaliteit en een betere onderbouwing van toetsnormen. Natuurgetrouwe meting Met de Sofie Meetcel kan een ongestoord sediment worden genomen door de mantelbuis van de meetcel als bemonsteringsapparaat te gebruiken. Het monster verlaat deze mantelbuis niet meer, maar maakt dan deel uit van de meetcel. De verstoring hierbij is minimaal. Tijdens de monstername wordt gelijktijdig het bovenstaande oppervlaktewater mee bemonsterd, waardoor de natuurlijke veldomstandigheden behouden blijven. Beschikbaarheid en vrije ionen In de grenslaag van oppervlaktewater en waterbodem treden op korte afstanden grote veranderingen op in zuurstofgehalten. De beschikbaarheid van zware metalen wordt hier direct door beïnvloed. Metalen komen namelijk voor in allerlei bindingsvormen en complexen, maar ook als vrije ionen. Hoewel de concentraties aan vrije ionen over het algemeen zeer laag zijn, zijn juist deze gemakkelijk op te nemen door organismen. SOFIE® meet vrije ionen met behulp van dunne meetsondes. Tot op heden was het niet mogelijk om dit onder zuurstofarme condities en in zeer kleine volumes uit te voeren. Opname door organismen Uit metingen blijkt dat organismen invloed uitoefenen op de chemische beschikbaarheid van het sediment waarin zij voorkomen. Dit wordt veroorzaakt door hun metabolisme, het graafgedrag en de opname van stoffen (waaronder verontreinigingen). De concentraties waaraan organismen worden blootgesteld veranderen dus tijdens de blootstellingstest. Met de meetcel kunnen deze veranderingen nauwkeurig worden gevolgd. Meer informatie over SOFIE is te vinden op de volgende internetsite: www.sofie.nl Referenties · AKWA, 2006

voorbeelden




Triade Om vast te stellen of verontreinigingen in het oppervlaktewater of in de waterbodem ecologische risico’s veroorzaken, kan gebruik gemaakt worden van de TRIADE methodiek. De TRIADE bestaat uit een combinatie van een drietal onderzoeken: het chemisch onderzoek, toxiciteitstesten in het laboratorium (bioassays) en ecologische inventarisaties in het veld. Door combinatie van verschillende typen onderzoek kan een completer beeld verkregen worden van mogelijke ecologische effecten, die veroorzaakt worden door de verontreinigingen. In bioassays worden alleen effecten beschouwd die van invloed zijn op de populatieomvang, met name sterfte, groeiremming en een verminderd voortplantingssucces. Deze effecten kunnen leiden tot een verandering van de soortensamenstelling of vermindering van de soortdichtheden van organismen. Deze laatste aspecten worden aan de hand van de inventarisaties in het veld onderzocht. Indien effecten worden waargenomen in veldinventarisaties en/of bioassays wordt bekeken of deze effecten herleid kunnen worden op de gemeten concentraties van stoffen in water of waterbodem. De beoordeling van de resultaten wordt gebaseerd op het principe van ‘weight of evidence’ (meervoudige bewijsvoering): een aantal op zichzelfstaande onderzoeksresultaten die tot één conclusie leiden, maken het aannemelijker dat er wel (of juist geen) sprake is van ecologische effecten. De TRIADE, of onderdelen daarvan, wordt al enige jaren toegepast in de beleidsmatige beoordeling van eco(toxico)logische effecten van bodem en water(bodem) verontreiniging. In de ‘Handleiding sanering waterbodems’ bijvoorbeeld vormt de TRIADE een geïntegreerde stap bij de beoordeling van mogelijke ecologische risico’s voortkomend uit de verontreinigingen in de waterbodem. Of er in die gevallen sprake is van ‘onaanvaardbare ecologische risico’s’ kan aanvullend worden beoordeeld aan de hand van de ‘Richtlijn Nader Onderzoek voor waterbodems’. Referenties · Maas et al., 2002 · AKWA, 2006 · AKWA, RIZA, 2002 · STOWA, 1997b

voorbeelden Sliedrechtse Biesbosch




6

KENNISREGELS VOOR NADER ONDERZOEK EBEOsystemen In de STOWAbeoordelingssystemen wordt het meten nadrukkelijk gescheiden van het oordelen (het toetsen aan normen). Voor de beschrijving van de actuele toestand (het meten) worden kwantitatief meetbare grootheden gebruikt die betrekking hebben op karakteristieke eigenschappen van het ecosysteem, zowel zijn structurele kenmerken, als de processen er binnen. Omdat het een ecologische beschrijving betreft, worden zoveel mogelijk relevante factoren in rekening gebracht, waarbij rekening wordt gehouden met de samenhang tussen verschillende processen en factoren. Bij het oordelen wordt de afstand van de gemeten situatie gewaardeerd ten opzichte van de gewenste situatie. Daartoe wordt de hele meetreeks ingedeeld in een aantal kwaliteitsniveaus, dat overeenkomt met relevante veranderingen in het functioneren van het ecosysteem. De wijze waarop de beoordeling uitgevoerd moet worden is gebonden aan formele regels om de beoordeling reproduceerbaar en objectief te maken. De beoordelingssystemen bevatten een typologisch raamwerk waarbinnen de beoordeling plaatsvindt. Op deze wijze wordt de aanwezige differentiatie aan watertypen meegenomen in de beoordeling. De te onderscheiden watertypen zijn gebaseerd op ecologische verantwoorde grenzen van overeenkomst. De typologische indeling die in de verschillende beoordelingssystemen gebruikt wordt, is tot stand gekomen op basis van analyses van ecologische databestanden met gegevens over organismen en milieufactoren. Afhankelijk van het watertype zijn macrofauna, macrofyten, diatomeeën, fyto en zoöplankton als belangrijkste ingang gebruikt. Factoren, karakteristieken, maatstaven en maatlat Verschillende beïnvloedingsfactoren bepalen de ecologische kwaliteit van een aquatisch ecosysteem. De effecten van de verschillende beïnvloedingsfactoren worden in de beoordelingssystemen gerubriceerd en benoemd door de zogenaamde karakteristieken. Deze beschrijven het effect van beïnvloedingsfactoren op het ecosysteem, niet de factoren als zodanig. Bij sloten bijvoorbeeld beschrijft de karakteristiek ‘Saprobie’ het effect van de belasting met organische stoffen, ‘Trofie’ dat van de belasting met nutriënten en ‘Beheer’ dat van de inrichting van de sloot en het gevoerde waterkwantiteitsbeheer. Om de karakteristieken te kwantificeren worden maatstaven als meetinstrument gebruikt.

Figuur 1: Schematische voorstelling van de beschrijving van een slootecosysteem. Diverse beïnvloedingsfactoren (pijlen) werken verschillend in op de karakteristieken




Een karakteristiek kan gebaseerd zijn op één of meerdere maatstaven. Elke afzonderlijke maatstaf meet een bepaald aspect van het ecosysteem, zoals een bepaalde groep organismen (soortgroepen) of een bepaalde factor of een bepaald proces (groepen milieuvariabelen). Een schematische voorstelling van de beschrijving van een ecosysteem geeft figuur 1. Sommige soorten en milieuvariabelen zijn sterk verbonden met een bepaalde beïnvloedingsfactor. Deze soorten of variabelen worden indicatoren genoemd. Het voorkomen van indicatoren in een water geeft informatie over de mate van beïnvloeding. De maatlat geeft een totaalbeeld van de toestand van een water in een grafische weergave van alle maatstaven die voor het betreffende water(type) van toepassing zijn. Op de maatlat zijn de maatstaven gegroepeerd naar de karakteristiek waartoe ze behoren. Toetsen aan kwaliteitsnormen Voor de afbakening van kwaliteitsklassen wordt gebruik gemaakt van veranderingen in de levensgemeenschap. Zo zal in de minst ideale situatie de levensgemeenschap gedomineerd zijn door enkele zeer tolerante soorten. Algemene soorten komen sporadisch voor of ontbreken. Dichter naar de 'ideale situatie' toe treedt een verschuiving op richting algemene soorten. Tolerante soorten zijn nog wel aanwezig, maar domineren niet meer. Nog dichter bij de 'ideale situatie' zijn de tolerante soorten verdwenen of komen nog slechts sporadisch voor. Bijzondere en zeldzame soorten worden meer aangetroffen naast vrij algemene soorten. Doordat de afbakening van de kwaliteitsklassen primair bepaald wordt door veranderingen die in de levensgemeenschap optreden, varieert de breedte van de verschillende kwaliteitsklassen. Kleine invloeden kunnen soms grote gevolgen hebben, terwijl een betrekkelijk grote invloed over een breed traject van milieuomstandigheden niet altijd merkbare veranderingen in de levensgemeenschap hoeft te veroorzaken. Met watertype afhankelijke effecten en met de natuurlijke variatie van de samenstelling van levensgemeenschappen als gevolg van bijvoorbeeld seizoensinvloeden en lokale factoren is rekening gehouden bij het afstellen van de breedte van de verschillende ecologische kwaliteitsniveaus/klassen. Bij het overschrijden van een klassengrens is de ecologische kwaliteit aantoonbaar veranderd. Er worden vijf ecologische kwaliteitsniveaus onderscheiden gekoppeld aan opeenvolgende stadia van aantasting van het ecosysteem en weergegeven volgens kleurcodes (EU, 2000): · hoogst, kleur blauw, kwaliteitsniveau V: het ecosysteem bevindt zich nabij de ‘ideale’ situatie wat betreft de (maatstaven van de) getoetste karakteristiek; · hoog, kleur groen, kwaliteitsniveau IV: er is sprake van geringe beïnvloeding; · midden, kleur geel, kwaliteitsniveau III: er is sprake matige beïnvloeding; · laagst, kleur oranje, niveau II: er is spraken van sterke beïnvloeding; · beneden laagst, kleur rood, niveau I: het ecosysteem is zeer ver van de ‘ideale’ situatie af en wordt zeer sterk beïnvloed.




Voor ieder watertype dat de STOWAsystemen onderscheiden, zijn per maatstaf eigen normatieve grenzen voor de kwaliteitsklassen gedefinieerd. Deze normen zijn, grafisch identiek aan de maatlat, in zogenaamde toetsingskaarten vastgelegd per watertype. In figuur 3 worden de besproken stappen van meten tot kwaliteitsoordeel schematisch weergegeven. De maatlatuitkomsten worden vergeleken met de kwaliteitsklassen op de corresponderende Figuur 3 toetsingskaart. Het kwaliteitsniveau van een karakteristiek wordt bepaald door het sommeren van de waarden van de klassenindeling van de bij de karakteristiek behorende maatstaven. Een meer samenvattende presentatie van de resultaten van de beoordeling wordt gegeven in het zogenaamde ecologisch profiel. Dit is een grafische presentatiewijze, waarin de beoordelingsresultaten voor de belangrijkste beïnvloedingsfactoren zijn opgenomen. Als laatste stap kunnen de waarden van de klassenindeling van alle karakteristieken worden gesommeerd en zo samengevoegd tot één eindoordeel (Figuur 4). Figuur 4: voorbeeld van beoordelingsresultaten op deze verschillende aggregatieniveaus.




Modellen Modellen kunnen voor een zeer breed spectrum aan onderzoek ingezet worden. Het kan gaan van simpele water en stofstroommodellen (zie massabalans) tot ingewikkelde ecosysteemmodellen, al dan niet gecombineerd met aanvullend (veld)onderzoek. Modellen zijn vooral geschikt voor onderzoek van de effecten van verschillende scenario’s, waarbij bepaald wordt welk scenario het meest succesvol of kosteneffectief is. Er zijn teveel modellen om te behandelen in deze handreiking. Onderstaande referenties bevatten informatie over het gebruik van modellen in ecologie. Referenties voorbeelden · Huisman & Jöhnk, 2004 KRWVerkenner · Graveland (red), 2005 · Peeters et al. (Eds.), 1993 · Reynolds et al., 1984 · Van den Berg, 1999 · Visser, 1995 · Winter & Van Densen, 2001 · http://www.wldelft.nl/rnd/intro/integrationbetween/index.html · http://www.riza.nl/organisatie_nl/watersystemen/wsr/pdf/rhasim_g rensmaas_poster.pdf Model OMEGA Het programma OMEGA past binnen een stapsgewijze aanpak (mate van verontreiniging>>ecotoxicologische risico’s van de verontreiniging>>risico’s van verontreinigingen voor individuele soorten/groepen organismen) om de milieukwaliteit van watersystemen te beoordelen, waarbij de aanpak specifiek is gericht op de risico’s voor ecosystemen. De beoordeling van risico’s zoals deze in het programma wordt gehanteerd valt onder de noemer ‘generieke beoordeling’. Dit wil zeggen dat, in tegenstelling tot bij een locatiespecifieke beoordeling, gebruik gemaakt is van gegevens die algemeen geldend zijn voor verontreiniging (zie toxiciteit). Gebruik van omega is een onderdeel van een uitgebreide totaalbeoordeling van verontreinigingen. Hierbij is de inzet van andere methoden en technieken binnen de ecotoxicologie (bijvoorbeeld bioassays) eveneens van groot belang. OMEGA heeft vooral een signalerende en prioriterende functie. Model OMEGA is te downloaden onder kopje 3.7.2 op de volgende internetsite: http://www.rijkswaterstaat.nl/rws/projects/akwa/html/inhoud/index_inhoud.html Meer informatie over model OMEGA is te vinden op de volgende internetsite: http://www.rijkswaterstaat.nl/ijg/water/waterkwaliteit/emissies/ecotoxicologische effecten/ Referenties · Beek & Knoben, 1997

voorbeelden




Veenloper Ten behoeve van het OBNonderzoek naar het herstel en beheer van de Nederlandse laagveenwateren (2006, rapport 2006/057O) is een kennisinstrument ontwikkeld ter ondersteuning van het verbeteren van de ecologische kwaliteit van laagveenwateren: de veenloper. Dit instrument geeft concrete handvatten voor beheer, gebaseerd op OBNkennis. Aan de hand van een karakterisering van de uitgangssituatie kan de beheerder een stappenschema volgen waarbij op grond van kritische waarden en bijbehorende beslisregels (combinaties van) maatregelen gekozen kunnen worden. Belangrijk bij het herstelbeheer is dat voor een aantal maatregelen voldaan moet worden aan randvoorwaarden (Hfd 2, rapport 2006/057O). De veenloper is erg geschikt om te gebruiken bij het verbeteren van eutrofe laagveenwateren (zie eutrofiëringscomplex). Referenties · Directie Kennis LNV, 2006. Rapport 2006/057O

voorbeelden OBN onderzoek ‘03‘06

Vennensleutel

De Vennensleutel is bedoeld voor het bepalen van het ventype, de mate van verzuring en het standaard maatregelenpakket. De sleutel bestaat uit 2 delen, te weten de hoofdsleutel en de detailsleutel. Na het doorlopen van de hoofdsleutel, kan de detailsleutel gebruikt worden om oorzaken voor achteruitgang op te sporen en hiermee het standaard maatregelenpakket te verfijnen. Deze sleutel is bedoeld voor vennen waarin een duidelijke achteruitgang van flora en/of fauna heeft plaatsgevonden. In vennen die niet verzuurd zijn en niet of in slechts geringe mate zijn vermest, is het waarschijnlijk beter om geen maatregelen te nemen. De sleutel is verdeeld in 4 trajecten: 1. bepaling ventype; 2. bepaling doeltype en maatregelen; 3. verfijning maatregelen ten behoeve van fauna; 4. het standaard maatregelenpakket. De vennensleutel is beschikbaar op de volgende website: http://www.natuurkwaliteit.nl/sleutel/ Referenties · http://www.natuurkwaliteit.nl/sleutel/

voorbeelden Onderzoek Platvorm Ecologisch Herstel Meren




Handleiding Actief Biologisch Beheer Actief Biologisch Beheer (ABB) wordt vooral voor ondiepe, potentieel plantenrijke wateren als een veelbelovende maatregel gezien om helder water te realiseren. De Handleiding Actief Biologisch Beheer is gericht op het herstel van troebele, ondiepe (1 3m) stagnante wateren en biedt waterbeheerders de mogelijkheid om de toepasbaarheid van ABB voor deze wateren te beoordelen. De ABB methode richt zich op visbeheer en wordt gekenmerkt door een eenmalig, sterk uitdunnen van de visstand gevolgd door langer termijn beheer. Het terugdringen van de fosfaat en stikstofbelasting of inrichting en beheer van natuurlijke oevers komen niet aan bod. Organisatorische en bestuurlijke aspecten, globale kosten en tijdsplanning worden wel in de handleiding behandeld. De handleiding is gebaseerd op kennis en ervaring van voor 1992. Nieuwe inzichten wat betreft de werking en toepasbaarheid van ABB zullen in een vervolgdocument gepubliceerd worden. Referenties · Hosper et al. (eds.), 1992


Handleiding Ecologisch Herstel Ondiepe Meren De online Handleiding Ecologisch Herstel Ondiepe Meren, samengesteld door RIZA, biedt achtergrond informatie over de Europese kaderrichtlijn water, maatregelen voor ecologisch herstel van ondiepe meren, en de mogelijkheid om problemen kwantitatief te analyseren en de meest kansrijke maatregelen te selecteren. De handleiding is te vinden via de onderstaande link: http://www.shallowlakes.net/handboek/modellen/index_modellen.html Referenties ·

voorbeelden Zuidlaardermeer Friese Boezem

Handleiding Bestrijding Eutrofiëring De handleiding gaat uit van een systematisch stappenplan voor de aanpak van eutrofiëring. De waterbeheerder kan zo stap voor stap een beheersplan maken dat toegesneden is op hun eigen watersysteem. Het is vervolgens mogelijk om een kosten en baten analyse te maken voor het gekozen beheersplan. De Handleiding bestrijding Eutrofiëring bestaat uit vijf deelrapporten: · stap voor stap naar gezond water; · basisgegevens; · mogelijke maatregelen; · empirische relaties en deterministische modellen; · effecten van de reductie van de fosfaatbelasting in ondiepe plassen en meren. Het deelrapport met de meetgegevens geeft richtlijnen voor het verzamelen van basisgegevens en voor het opstellen van water en nutriëntenbalansen voor semi stagnante wateren. Meetgegevens geven inzicht in de toestand van een watersysteem en het opstellen van balansen geeft inzicht in de bijdrage van verschillende bronnen aan de belasting van het systeem. Het deelrapport ‘mogelijke maatregelen’ geeft een overzicht van de saneringsmogelijkheden die toegepast kunnen worden.




Empirische relaties en deterministische modellen in het vierde deelrapport hebben een indicatieve functie. Voor Nederlandse wateren wordt over het algemeen gebruik gemaakt van CUWVOrelaties en van de relaties opgesteld door Boers & van der Molen (1992). Aan de hand van gegevens, verzameld in elf ondiepe meren waarin saneringsmaatregelen zijn uitgevoerd, zijn specifieke relaties ten aanzien van de reductie van fosfaatbelasting onderzocht. Deze relaties zijn uitgewerkt in het laatste deelrapport. In dit rapport komt de invloed van sanering op fosfaatconcentratie, chlorofylconcentratie en doorzicht aan de orde. Referenties · Boers & van der Molen, 1992

voorbeelden

Handleiding Sanering Waterbodems De laatste update (d.d. july 2006) van de Handleiding Sanering Waterbodems, geschreven door M. Tonkes, behandelt de beoordeling van de kwaliteit van waterbodems. De Handleiding vormt een uitwerking van de Circulaire Sanering Waterbodems, waarin een beleidsmatige uitwerking wordt gegeven voor de saneringsnoodzaak, het tijdstip van saneren en de saneringsdoelstelling. In de Handleiding wordt o.a. richting gegeven hoe het risico van nalevering van stoffen naar het oppervlaktewater en ecologische risico’s beoordeeld moeten worden. Een gedetaillerde beschrijving van deze methoden wordt gegeven in de Richtlijn Nader Onderzoek. Na implementatie van de KRW dient de kwaliteit van waterbodems onderzocht te worden vanuit de kwaliteiteisen die de KRW aan het oppervlaktewater stelt. Aan deze veranderde insteek zal in een toekomstige versie van de Handleiding Sanering Waterbodems aandacht besteed worden. Referenties · Tonkes, 2006 · RWS, 2007

6.1

voorbeelden

KRW producten KRWnutriënten, norm en doelstelling In het project KRWnutriënten is een rapport uitgegeven, getiteld “Getalswaarden nutriënten voor de Goede Ecologische Toestand voor natuurlijke wateren”. De Kaderrichtlijn water stelt het ecologisch functioneren van waterlichamen centraal. Belangrijk voor dit functioneren is de mate van belasting van het water met messtoffen (nutriënten). Als die belasting te groot is, is er sprake van eutrofiëring en zal het watersysteem geschaad worden. De Kaderrichtlijn water schrijft voor dat er naast ecologische normen ook normen en doelstellingen voor nutriënten (concentraties of belastingen) worden opgesteld. Om die reden hebben achtereenvolgens de Cluster Milieu en de Regiegroep (LBOW) opdracht gegeven een brede projectgroep samen te stellen om een aantal problemen rond de doelstellingen en maatregelen voor nutriënten op te pakken.




Deze projectgroep zal de volgende producten opleveren: · voorstellen voor (ranges van) getalswaarden voor N en P voor de Goede Ecologische Toestand voor de 42 natuurlijke watertypen, met nadruk op de belangrijkste typen; · een gereedschap, waarmee waterbeheerders getalswaarden voor N en P voor het Goede Ecologisch Potentieel per waterlichaam kunnen afleiden, aangevuld met enkele uitgewerkte voorbeelden; · enkele voorbeelden om de argumentatie van ontheffingen te kunnen onderbouwen. De verwachting is dat deze producten vanaf 2007 beschikbaar zullen zijn. KRWTools Om de ecologische doelstellingen van de KRW te halen, zullen waterbeheerders vaak fysiek of fysischchemisch moeten ingrijpen in hun watersystemen. Een uiteenlopend maatregelenpakket staat dan tot hun beschikking met daarin o.a. hermeandering van beken, natuurvriendelijke oevers aanleggen, het peilbeheer aanpassen, vispassages aanleggen, diffuse bronnen aanpakken of het verbeteren van de afvalwaterzuivering. Hoewel dit soort maatregelen in Nederland al regelmatig wordt genomen, zijn de resultaten hiervan meestal niet geëvalueerd over een wat langere periode. Ook zijn de resultaten vaak slecht toegankelijk voor derden. Daarnaast is nog weinig bekend over de precieze ecologische effecten van dergelijke ingrepen en de mogelijkheden om de resultaten naar andere gebieden te vertalen. Dat gaat de komende tijd veranderen. In het project KRWtools proberen onderzoekers deze relaties meetbaar te maken voor specifiek Nederlandse omstandigheden. De relaties worden vastgelegd in een modelinstrumentarium dat waterbeheerders kunnen gebruiken bij het bepalen van mogelijke herstelmaatregelen. Het project KRWtools sluit nauw aan bij het Europese REBECCAproject. In dit project onderzoekt men generieke ingreepeffect relaties. Dit zijn relaties die in meerdere Europese regio’s op een zelfde manier voorkomen. De EU kan hierdoor de beschrijvingen van de ecologische en chemische status door de verschillende lidstaten met elkaar vergelijken. Referenties A. http://www.delftcluster.nl/website/nl/page76.asp B. http://www.levenmetwater.nl/

voorbeelden

Infobladen oorzaakgevolg relaties voor MEPGEP Een werkgroep van RIKZ en RIZA is momenteel bezig met het ontwikkelen van infobladen waarin de huidige kennis over het effect van hydromorfologische ingrepen op de ecologische doelen wordt gebundeld. Het doel is het verkrijgen van inzicht in de ecologische effecten van onomkeerbare hydromorfologische ingrepen en van kansrijke hydromorfologische maatregelen om die effecten te verzachten. De infobladen zullen in het project KRW Afwegingskaders gebruikt worden bij het aanleveren van de december nota’s. Relaties tussen de belangrijkste stuurvariabelen en de ecologische toestand in verschillende watertypen worden in termen van de KRW maatlatten beschreven. Het volgen van de biologische effecten van maatregelen helpt bij het verkrijgen van meer inzicht in de relaties tussen stuur en doelvariabelen. Doel van de infobladen is de huidige beschikbare informatie over dosiseffect relaties tussen hydromorfologie en de ecologische doelen te bundelen om een inschatting te kunnen geven over de ecologische effecten van ingrepen uit het verleden en maatregelen in de toekomst. Handreiking Diagnostiek Error! Reference source not found.



Daarmee dienen de infobladen als technisch hulpmiddel bij de afleiding van de MEP/GEP doelstellingen en bij het samenstellen van maatregelpakketten. Per biologisch kwaliteitselement zijn de belangrijkste stuurvariabelen in beeld gebracht die de doelvariabelen uit de verschillende (deel)maatlatten kunnen sturen. Daarna zijn zoveel mogelijk kwantitatieve relaties (rekenregels) tussen deze stuurvariabelen en de doelvariabelen afgeleid. Relaties tussen ingrepen en maatregelen enerzijds en de stuurvariabelen anderzijds zijn systeemspecifiek, en kwantificering hiervan valt buiten dit project. De projecten Afwegingskader KRW en KRW Verkenner houden zich hiermee bezig. De infobladen beschrijven achtereenvolgens: A. om welke combinatie van biologisch kwaliteitselement en (cluster van) watertype(n) het gaat; B. de huidige conceptmaatlat die daarbij hoort (versie Van der Molen & Pot, april 2006); C. de belangrijkste (hydromorfologische en overige) stuurvariabelen; D. zo veel mogelijk kwantitatieve rekenregels voor de relatie tussen de stuurvariabelen en de score van het betreffende kwaliteitselement op de maatlat voor natuurlijke wateren; E. relevante hydromorfologische ingrepen en mitigerende maatregelen; F. gevolgen voor het MEP/GEP. Referenties G. Portielje et al., 2006 H. Van der Molen & Pot, 2006a; 2006b I. Evers, 2006

Voorbeelden pilot Hunze

KRWVerkenner Een van de ontwikkelde KRWtools is het project KRWverkenner. Dit instrument gaat in op de haalbaarheid van KRWdoelstellingen, de knelpunten daarbij en maatregelkeuze ter verbetering van de ecologische kwaliteit. Ook worden de kosten van maatregelen (pakketten) overzichtelijk gemaakt. De KRWverkenner biedt de mogelijkheid om maatregelenpakketten te kiezen op (deel)stroomgebiedsniveau en (globaal) te bekijken in hoeverre daarmee de doelstellingen uit de Kaderrichtlijn bereikt zullen worden. De effecten van de maatregelen worden visueel weergegeven op stroomgebiedskaarten om de communicatie met burgers en de bestuurlijke besluitvorming te vergemakkelijken. Belangrijk onderdeel van de verkenner vormt een groeiende kennisdatabase met maatregeleffectrelaties en de bijbehorende kosten.




Er wordt een koppeling gemaakt tussen boven en benedenstrooms en er wordt onderscheid gemaakt tussen landelijke en regionale maatregelen. De waterbeheerder dient voor respons een situatie en gebiedskenmerken in te voeren. De KRWverkenner richt zich op zowel de ecologische als de chemische toestand van oppervlaktewateren. De verkenner is een project van het BSIKprogramma ‘Leven met Water’ en wordt medegefinancierd door STOWA. De Verkenner is voornamelijk bedoeld als ondersteunend instrument ten behoeve van het regionale besluitvormingsproces m.b.t. het selecteren van kwaliteitsverbeterende maatregelen. In de KRWVerkenner kunnen de effecten van zowel landelijke als regionale maatregelen inzichtelijk worden gemaakt. De in de verkenner opgenomen landelijke maatregelen zijn vooral brongericht, terwijl de regionale maatregelen voornamelijk effectgericht werken. De KRWVerkenner is ook uitermate geschikt als communicatiemiddel bij interactieve planvorming met belangengroepen of –sectoren. Werkwijze: De kwaliteit van de biologische kwaliteitselementen volgens de KRW maatlatten vormen het uitgangspunt van de Verkenner. Fysischchemische stuurvariabelen hebben invloed op de maatlatscore van de biologische kwaliteitselementen. De samenhang van deze stuurvariabelen en de EKR (ecologische kwaliteit) aan de hand van maatlatsores wordt beschreven door rekenregels in de infobladen oorzaakgevolg relaties voor MEPGEP en in de KRWVerkenner factsheets. De rekenregels zijn in de verkenner geprogrammeerd, zodat het model voor ieder biologisch kwaliteitselement aan de hand van de waarden van stuurvariabelen de EKR voorspelt. Bij deze voorspelling neemt de verkenner ook de effecten van verbonden wateren (afwenteling) op de stuurvariabelen mee. Deze effecten worden berekend met behulp van opgestelde water en stoffenbalansen. Om de KRWVerkenner specifiek te maken voor een stroomgebied, moeten de waarden van stoffen en andere fysisch chemische stuurvariabelen in het model ingevoerd worden. Tevens moeten de volgende zaken in het model gedefinieerd worden: water en stoffenbalansen, maatregelpakketten en een schematische weergave van het stroomgebied. Een uitgebreide handreiking van de Verkenner is beschikbaar gesteld op de volgende website: http://www.krwverkenner.nl Referenties J. Factsheets KRWVerkenner K. infobladen (Portielje et al., 2005) L. KRWVerkenner handreiking

voorbeelden pilot Gelderse vallei pilot Eemmeer pilot Amsterdam Rijnkanaal

Factsheets KRWVerkenner De KRWVerkenner is een communicatiemiddel dat overleg tussen ecologische specialisten en bestuurders vergemakkelijkt en ondersteunt in het maken van keuzes voor maatregelpaketten. De KRWVerkenner werkt volgens rekenregels, welke gebaseerd zijn op ecologische kennis. De ontwikkeling van deze kennisregels voor biologische kwaliteitselementen is toegelicht in factsheets. Er is een factsheet ontwikkeld voor elk van de biologisch kwaliteitselementen: vissen, macrofauna, macrofyten en fytoplankton. Deze factsheets geven de koppeling weer tussen fysisch chemische stuurvariabelen en biologische kwaliteitselementen. De manier waarop de maatlatscore wordt gestuurd of bepaald door fysisch chemische parameters vormt de basis voor de kennisregels. Bij het ontwikkelen van de rekenregels is uitgegaan van landelijke datasets, ecologische kennisregels en expertkennis. Handreiking Diagnostiek Error! Reference source not found.



factsheet Fytoplankton in meren factsheet Macrofyten zoete meren factsheet Macrofyten stromende wateren factsheet Macrofauna zoete meren factsheet Macrofauna stromende wateren factsheet Vis in meren




7

VOORBEELDEN Zuidlaardermeer In het Zuidlaardermeer (provincie Groningen) wordt gestreefd naar ecologisch herstel naar een helder en plantenrijk watersysteem. Een belangrijk en al jaren spelend probleem is de matige waterkwaliteit van het Zuidlaardermeer. Veel maatregelen werden getroffen om de nutriëntbelasting terug te dringen (zoals de van bouw van defosfateringsinstallaties op RWZI´s). Deze maatregelen bleken niet voldoende te zijn om een stabiel, helder ecosysteem te realiseren. Daarom werden vanaf het begin van de jaren ´90 ook andere maatregelen overwogen. Een van de maatregelen is ‘Actief Biologisch Beheer’. De toepasbaarheid en effectiviteit van deze maatregel voor het Zuidlaardermeer werd onderzocht aan de hand van het instellen van enclosures. Na een succesvolle proef met kleine compartimenten (25x25 meter), werd een groter compartiment (ca 75 ha) gebouwd. Doel hiervan was: · de effectiviteit van ABB testen op een meer representatieve schaal (qua hydrologie, golf en windwerking); · een startkern met ondergedoken watervegetatie creëren van waaruit de rest van het meer gekoloniseerd kan worden. De ontwikkelingen in het compartiment na uitdunnen van de visstand zijn intensief gevolgd. Zowel biologische parameters (algen, watervlooien, waterplanten en vissen) als chemische parameters zijn bestudeerd. Het compartiment werd al snel helder. De ontwikkeling in de richting van het gewenste plantenrijke systeem werd na enige tijd ingezet.

Het Zuidlaardermeer, waarin de contouren van de compartimentering zichtbaar zijn.

Het ecosysteem in het compartiment bleek echter niet stabiel. Heldere perioden werden afgewisseld met troebele perioden gekenmerkt door hoge dichtheden aan algen. De aanvoer van voedselrijk Hunzewater bleek de belangrijkste oorzaak van de algenbloei. Vervolgstappen waren noodzakelijk. Om nieuwe maatregelen op effectiviteit te onderzoeken werden de volgende diagnostische middelen ingezet: · de kritische belasting van het Zuidlaardermeer werd onderzocht. Aan de hand van dit onderzoek werd bepaald wat de belasting met voedingsstoffen (met name fosfaat) mag zijn om tot een stabiel, helder water te komen. Op grond hiervan is het streefbeeld voor het meer aangepast; · de huidige in en externe belasting van het Zuidlaardermeer werd in kaart gebracht door middel van een massabalans;




·

door middel van een inundatieproef (pilot Hunze, zie hieronder) werd onderzoek verricht naar de effectiviteit van moerasontwikkeling.

Pilot Hunze: effecten van inundatie op de waterkwaliteit (benedenstrooms) Onderzocht is of moerasontwikkeling in het Hunzedal zuidelijk van het Zuidlaardermeer tot het vastleggen van fosfaat kan leiden. Daarmee zouden moerassen de fosfaatbelasting van Hunze en Zuidlaardermeer kunnen leiden. Uit het onderzoek blijkt dat het inrichten van overstromingsmoerassen in potentie een kansrijke en haalbare maatregel is. De haalbaarheid zit in het feit dat kan worden aangesloten op de natuurontwikkeling zoals die momenteel rondom de Hunze plaatsvindt en nog verder vorm zal krijgen in het kader van het gebiedsplan Hunzedal. Op grond van het aanvullend onderzoek is een duidelijk beeld verkregen van de nutriëntenhuishouding van het Hunzesysteem en het Zuidlaardermeer en de maatregelen die nodig zijn om tot een helder Zuidlaardermeer te komen. De vraag is of afvoer van water via ingerichte en nog in te richten moerasgebieden langs de beek (50 ha reeds ingericht, binnen enkele jaren ca. 200 ha) voldoende bij kan dragen om de belasting van het Zuidlaardermeer met nutriënten tot op het gewenste niveau te brengen. Centraal staat de vraag in hoeverre inundatieregimes effect zullen hebben op de waterkwaliteit van de Hunze. Blijven nutriënten in het systeem achter, en in welke mate? Om deze vraag te beantwoorden is een proef opgezet, die uitgevoerd wordt in het kader van het Europees Interregproject Water4all. In het proefveld wordt Hunzewater ingelaten om na te gaan wat het exacte rendement van fosfaatvastlegging is en of in beginstadia van moerasvorming op voormalige landbouwgronden ook sprake is van nalevering van fosfaat. De experimenten zijn in juni 2004 officieel van start gegaan en lopen door tot medio 2007. Op grond van de resultaten moet voor het waterschap duidelijk worden welke combinatie van maatregelen nodig is om tot ecologisch herstel van het Zuidlaardermeer te komen. In 2005 zullen drie inundaties plaats gaan vinden: in winter, voorjaar en zomer. In deze perioden zal de kwaliteit van het inkomende water, het water uit de proefgebieden (met riet en dotterhooiland) en het uitstromende water gemonitord worden. Daarnaast worden vegetatie en bodem gemonitord. Met behulp van slibmatjes worden metingen aan sedimentatie gedaan.




Breebaart Uitgevoerd door: Koeman en Bijkerk. Gebiedsbeschrijving Polder Breebaart ligt in het noordoostelijk kustgebied van de provincie Groningen. In 2000 is de 63 ha grote polder heringericht. Vanaf 2001 stroomt, via een regelbare duiker in de dijk bij elke getijcyclus, zeewater vanuit de Dollard de polder in en uit (figuur 1). De polder is in 1979 ontstaan door de aanleg van een nieuwe zeedijk en bestaat uit twee delen, namelijk: een hoog gelegen deel dat tot 1979 onderdeel was van het buitendijks gelegen kweldergebied Punt van Reide en een laag gelegen deel dat voor de inpoldering onderdeel was van de slikken van de Dollard. De aanleg van de nieuwe zeedijk vond plaats in het kader van voorbereidingswerkzaamheden voor de aanleg van een afwaterings en scheepvaartkanaal naar Oost Groningen. Later heeft een heroverweging plaats gevonden en is besloten om niet tot de aanleg van het kanaal over te gaan. Hierdoor kreeg Polder Breebaart uiteindelijk de bestemming natuur. De Polder is sinds 1991 in beheer bij Stichting Het Groninger Landschap (SGL). De Stichting heeft in samenwerking met het Waterschap Hunze en Aa’s een aantal maatregelen genomen om het gebied te ontwikkelen tot een brakwatergetijdengebied (Peletier et al. 2004; Esselink & Berg in prep.). Figuur 1 Luchtfoto Polder Breebaart (Bron: www.earthgoogle.com). Met pijlen is aangegeven waar het water vanuit de Dollard de Polder in en uit kan stromen (regelbare duiker) en waar zich aan de westkant de vispassage bevindt.

Bij de herinrichting speelden de volgende doelstellingen een belangrijke rol: a) het tegengaan van de strakke scheiding tussen zouten zoetwatermilieus; b) het vergroten van de mogelijkheden voor natuurbeleving en draagvlakvergroting voor natuurbescherming.




Om deze doelstellingen te bereiken zijn de volgende inrichtingsmaatregelen getroffen (Peletier et al. 2004; Esselink & Berg in prep.): a) het creëren van rust en foerageermogelijkheden voor wadvogels door het graven van een slenk met zeer flauwe taluds in de lengteas van het gebied; b) aanleg van twee eilandjes als broedgelegenheid voor kustbroedvogels; c) bouw van een regelbaar inlaatwerk en aanleg van een duiker door de zeedijk ten behoeve van de getijinvloed in de polder; d) aanleg van een vispassage voor herstel van de vismigratie tussen de Dollard en het; achterland; e) bouw vogelkijkvoorziening en aanleg wandelroute. Vanaf het inlaten van het getij in de polder wordt door Het Groninger Landschap, het Waterschap Hunze en Aa’s en het Rijks Instituut voor Kust en Zee (RIKZ) een monitoringsprogramma uitgevoerd met als doel inzicht te krijgen in de effectiviteit van de genomen maatregelen en in de sturende processen die bepalend zijn voor de morfologische veranderingen en de ontwikkeling van flora en fauna in het gebied. Sinds 2004 is Polder Breebaart één van de proefgebieden waar binnen het Europese INTERREGproject ComCoast informatie wordt verzameld over de gevolgen van de blootstelling van binnendijkse gebieden aan zeewater (Tydeman 2005). Een belangrijk deel van de huidige monitorinspanning wordt mogelijk gemaakt door gelden uit het ComCoastproject, maar dit project loopt in 2007 af. Probleembeschrijving Gedurende de eerste jaren na herinrichting van het gebied hebben zich bij verschillende groepen van organismen grote en soms spectaculaire veranderingen voor gedaan. Deze ontwikkelingen kunnen niet verhullen dat zich ook een aantal onverwachte ontwikkelingen voordoen, waardoor kansen voor herstel en behoud van voor het beheer belangrijke natuurwaarden beginnen te eroderen (Esselink & Berg in prep.). De problemen zullen hieronder kort worden besproken. Getijamplitude In de ontwerpfase werd beoogd om in het gebied een gedempt getij te realiseren met een amplitude van ongeveer 0.7 m (buitendijks in de Dollard is de amplitude 3 m). Gedurende langere tijd werd echter een getijamplitude gerealiseerd van niet meer dan 0.2 – 0.3 m. Bij een “normale” getijdendynamiek bleek dat de tijd tussen twee periodes van hoogwater te kort was voor het volledig uitstromen van het water uit de polder. Alleen wanneer hoogwaterpeil in de polder op een laag niveau wordt ingesteld is sprake van een grotere getijamplitude. De consequentie hiervan is echter dat een kleiner deel van de polder onder invloed van het getij staat (Esselink & Berg 2004). In het voorjaar van 2003 is het maximale hoogwaterpeil in de polder verlaagd van NAP+0.33 m naar NAP+0.15 m, waarna een gemiddelde getijamplitude wordt gerealiseerd van 0.33 m (Esselink & Berg 2004; Tydeman 2005). Sedimentatie Het gebied functioneert als slibvang. Uit hoogtemetingen op vaste transecten bleek sprake te zijn van een zeer hoge sedimentatie in het gebied, met name in de slenk en wat mindere mate in het sublitoraal. In de bij eb droogvallende zone was de sedimentatie vrij gering. Bijna drie jaar na de inwerkstelling van het inlaatwerk was er in de slenk zoveel sediment geaccumuleerd, dat met het oog op de veiligheid, de monitoring van de visfauna door middel van fuikenvisserij werd gestaakt.




Veroudering en verlanding De verwachting is dat als gevolg van de huidige inrichting en bij ongewijzigd beheer het gebied zich tot het niveau van gemiddeld hoogwater voor een belangrijk deel zal opvullen met slib. Als gevolg hiervan zal het begroeide oppervlakte toenemen ten koste van het oppervlakte slik en open water. De gegraven slenk zal zich naar verwachting ontwikkelingen tot een smalle watergang, te vergelijken met een ondiepe kwelderkreek of deels verdwijnen. Bij verschillende groepen organismen (bodemfauna, vissen, enkele vogelsoorten) was na een aanvankelijk toename, binnen vier jaar na herinrichting van de polder al sprake van een voorzichtige afname. Esselink & Berg (in prep.) concluderen dat deze negatieve ontwikkeling niet los kan worden gezien van de morfologische ontwikkeling van het gebied. Toegepaste instrumenten en uitkomsten Er zijn in Polder Breebaart geen onderzoeken uitgevoerd of instrumenten toegepast om specifiek onderzoek te doen naar de huidige problemen. Wel wordt uitgebreid monitoring gedaan naar zowel abiotische als biotische componenten om zo de ontwikkelingen in het gebied te kunnen volgen (Peletier et al. 2004; Tydeman 2005; Esselink & Berg in prep.). Onder andere op basis van de resultaten van het monitoringsonderzoek worden in het beheerplan (Esselink & Berg in prep) een aantal maatregelen voorgesteld om de huidige ontwikkelingen te keren. Uitgevoerde of geplande maatregelen In het concept beheerplan voor Polder Breebaart (Esselink & Berg in prep) worden verschillende oplossingsscenario’s gepresenteerd. In de meeste scenario’s is een herinrichting van het gebied noodzakelijk. Eén van de scenario’s die door Esselink & Berg (in prep) als meest kansrijk worden gezien is de getijdeassymmetrie met extra zoetwateraanvoer. De getijdeassymetrie kan worden verkregen door zoet water uit het achterland door Polder Breebaart te leiden. Uitgaande van de huidige inrichting zou dit gerealiseerd kunnen worden door de bouw van een gemaaltje in de zuidpunt van de Polder. De verwachting is dat bij realisering van dit scenario de intrek van vis vanuit zee naar de polder belangrijk zal kunnen toenemen. De huidige vispassage zal zijn betekenis verliezen omdat de intrekkende vis door de zoetwaterstroom in de richting van het nieuwe gemaal zal trekken. Bij opname van een vispassage in het nieuwe gemaal is te verwachten dat hier door meer vis gebruik van wordt gemaakt dan de huidige passage (22 Koeman en Bijkerk rapport 2006123). De voorkeur van het beheer (SGL en het Waterschap) gaat voorlopig uit naar het grotendeels handhaven van de huidige inrichting en introductie van een cyclisch baggerbeheer, waarbij het gebied periodiek in ontwikkeling wordt terug gezet.




Friese Boezem Uitgevoerd door: Allards Wateradvies De locatie De Friese Boezem is een uitgestrekt stelsel van vaarten, meren en kanalen dat zich door heel Friesland vertakt. De oppervlakte is ruim 42.000 ha, waarvan zo’n 30 % open water is. Voor de waterhuishouding fungeert het als tussenstap tussen de polders en vrij afwaterende gebieden enerzijds en het buitenwater van IJsselmeer en Waddenzee anderzijds. Andere functies zijn bijv. de beroepsscheepvaart en waterrecreatie (al dan niet in bevroren toestand). Ook natuur is in de boezem belangrijk; veel wateren en oeverlanden behoren tot de ecologische hoofdstructuur en zijn `Natura2000gebied’.

Foto: de Friese Boezem

Problemen De natuur van de Friese Boezem is de afgelopen 50 jaar sterk afgebrokkeld. Dit geldt de waterecosystemen, de oevers en de boezemlanden. Ondergedoken waterplanten zijn er bijna niet meer. De vispopulatie is door brasem gedomineerd en soortenarm. De soortenrijke boezemlanden zoals de Blaugerzen bij de Terkaplesterpoelen zijn verzuurd en verdroogd. Rietkragen 1 zijn langs steeds minder oevers te vinden. Waar ze nog wel staan dunnen ze uit. Voor de dieren en planten van deze rietkragen neemt daardoor de habitat af. Bedreigde soorten als de grote karakiet worden daarom steeds minder gezien. Behalve de natuur, en daarmee waterkwaliteit, kent ook de waterhuishouding een probleem. Toetsing aan de Nationaal Bestuursaccoord Wateruitgangspunten toont dreigende overlast. Een van de redenen daarvoor is dat in de voorbije eeuw bijna 100.000 ha boezemlanden tot polder zijn gemaakt. Diagnose Onderzoek aan de Friese Boezem is op ruime schaal verricht. De meeste van de kwaliteitselementen en stuurvariabelen uit de handreiking zijn op enig moment onderzocht. Zo is het lichtklimaat beschouwd en is de bijdrage van verschillende `bronnen’ aan de extinctie ontrafeld. Er zijn water en stoffenbalansen (met name voor nutriënten) opgesteld, waarbij de bijdrage van sommige bronnen zoals RWZI’s zelfs tot op het niveau van individuele lozingen is geanalyseerd. 1

Met `rietkragen’ worden hier gemakshalve ook zomen van andere hoge helofyten zoals kleine lisdodde, mattenbies, grote egelskop of oeverzegge aangeduid. Handreiking Diagnostiek Error! Reference source not found.



Opvallend is de aandacht voor de structuur en ecologische ontwikkeling van de oeverarealen: al in de zeventiger jaren is hiervoor een typologie ontwikkeld en vlakdekkende inventarisatie uitgevoerd. Dat is daarna op verschillende plekken herhaald. Van de ecologische `kwaliteitselementen’ is de toestand hierboven reeds op hoofdlijnen geduid. Alle 5 biologische kwaliteitselementen scoren onder de maat. Aanvullend op de kwaliteitselementen en stuurvariabelen heeft men voor de Friese Boezem ook elementen van een historische referentie gereconstrueerd: hoe functioneerde de boezem vroeger in waterhuishoudkundig en ecologisch opzicht? Dit levert een aantal belangrijke inzichten op: · de Friese Boezem kan wel degelijk op grote schaal goed ontwikkelde water en moerasecosystemen herbergen; · de Friese boezem is sterk verkleind: meer dan 2/3 is er van afgesnoerd; · de Friese Boezem kende vroeger een krachtige peildynamiek gestuurd door de seizoenen en door het weer. De sleutel voor het ecologisch herstel van de Friese Boezem lijkt vooral in het laatste te liggen. Dit kan worden afgeleid en uitgediept met de handreiking. Dit is tevens de richting waarin Wetterskip en Provincie (met ondersteuning van andere partijen) vooral op zoek zijn herstel. Scenario’s voor het terugbrengen van een variabel peil zijn uitgewerkt. Hun merites voor de verschillende functies van en rond de boezem zijn op een `m.e.r.achtige’ manier beoordeeld. Vooralsnog is een keuze voor het terugbrengen van een variabel peil vooruitgeschoven door de besturen van Wetterskip en Provincie. De discussie loopt daarom nog. In de tweede plaats kan ook de nutriëntenbelasting uit RWZI’s nog worden teruggedrongen. Deze belasting is over de hele linie niet dominant, maar is in het noorden en oosten van het uitgestrekte boezemstelsel wel van grote invloed. Een deel van de RWZI’s hier wordt al aangepakt. Voor de meeste meren in het lage midden van Friesland is diffuse belasting uit landbouw (en veenafbraak) de dominante nutriëntenbron. Hier zijn mogelijk verbeteringen te verwachten uit het generieke mestbeleid en uit de toegenomen aandacht voor de bescherming van veenbodems en veenlandschappen (bijv. het project hoge zomerpeilen in Friesland). In de derde plaats kunnen hystereseeffecten het ecologisch herstel in de weg zitten, bijvoorbeeld via de waterbodem of een eenzijdige visgemeenschap. Hiervoor is op dit moment nog weinig aandacht omdat de primaire oorzaken van de ecologische achteruitgang nog niet zijn weggenomen. Perspectief Het inhoudelijke perspectief voor de Friese boezem is hierboven aangeduid. Er ligt hier een kans om meer dan tienduizend hectare wetland te herstellen. Uitgaande van de historische en huidige situatie is deze kans reëel: de huidige ecologische toestand is weliswaar afgegleden maar geenszins uitzichtloos. De voedingsstoffengehalten en brasembiomassa zijn de voorbije jaren al flink teruggelopen. Politiek/maatschappelijk is het perspectief lastiger. De combinatie van ongelijksoortige functies èn de uitgestrektheid van de boezem maken dat herstelscenario’s gecompliceerde implicaties hebben. Handreiking Diagnostiek Error! Reference source not found.



Toch zal er iets moeten gebeuren, al was het maar om de instandhoudingsdoelen van de Natura 2000 tijdig te realiseren. Een praktijkpilot op beperkte schaal kan wellicht helpen met kennis en communicatie over de herstelpotentie van de Friese Boezem. Mogelijkheden hiervoor kunnen worden verkend samen met terreinbeheerders, bijvoorbeeld in een gebied waaruit de weidevogels al goeddeels verdwenen zijn.




Zijdelmeer (OBNLaagveenwateren) Uitgevoerd door: Witteveen + Bos Gebiedsbeschrijving De laagveenplas het Zijdelmeer is gelegen in Uithoorn (NH) en onderdeel van het Natuurgebied Uithoorn. Het Zijdelmeer bestaat uit circa 11 hectare open water en 6,5 hectare oeverlanden waaronder rietland, veenmosrietland, moerasbos en grasland. Het Zijdelmeer is 1,5 tot 2 meter diep en heeft een bodemprofiel dat bestaat uit slib, veen en klei. Het Zijdelmeer is natuurlijk ontstaan en is een restant van de voormalige legmeer, dat zich uitstrekte van Uithoorn tot Bovenkerk. Het meer een kent een geschiedenis van vervening, turfwinning en drooglegging. Het Zijdelmeer is eigendom van de gemeente Uithoorn en wordt beheerd door de Dienst Waterbeheer en Riolering (DWR) van het Hoogheemraadschap Amstel, Gooi en Vecht. Probleembeschrijving Het Zijdelmeer ligt in een infiltratiegebied. Om het waterpeil te handhaven is vroeger Amstel en later Molenvlietwater (polderwater) ingelaten. Het inlaatwater met hoge sulfaat, fosfaat en bicarbonaatconcentraties hebben het meer veranderd in een troebele hypertrofe (Pwaterlaag > 0,3 mg/l) laagveenplas. Kenmerkend zijn een hoge turbiditeit, het vrijwel ontbreken van wortelende waterplanten en periodieke blauwalgenbloei. Daarbij bevat het meer grote hoeveelheden benthivore vis, die organisch materiaal en nutriënten resuspenderen door de bodem om te woelen. Toegepaste instrumenten en uitkomsten Het Zijdelmeer is één van de laagveenplassen die in het OBNlaagveen onderzoek zijn betrokken. Er hebben reeds verschillende studies en analyses aan het watersysteem plaatsgevonden. Ook zijn er verschillende maatregelen uitgevoerd. Hoewel er geen KRW maatlatgegevens beschikbaar zijn kan wel worden gezegd dat de score van de biologische kwaliteitselementen op de maatlatten onvoldoende zijn. In het volgende worden de toegepaste instrumenten kort beschreven. Water en stoffenbalans Na een traject waarbij verschillende maatregelen werden ‘uitgeprobeerd werd in 2002 een water en stoffenbalans opgesteld. Hieruit bleek ondermeer dat de beoogde hydrologische isolatie (met als doelstelling een lagere externe belasting) niet volledig bereikt was. De nutriëntenbelasting bleek tussen 1995 tot 2001 zelfs ieder jaar te zijn toegenomen. Het nieuw ingevoerde peilbeheer bleek te leiden tot een hogere nutriëntenbelasting in het groeiseizoen en een veel lagere belasting in de winter, omgekeerd aan de gewenste situatie. Ook werd er een verkennend bodemonderzoek uitgevoerd, waaruit bleek dat het bodemprofiel bestond uit slib (afgebroken veen), veen en klei. Het slib bleek aanzienlijke hoeveelheden fosfaat te bevatten en juist zeer lage hoeveelheden ijzer (Fe:P << 1). Daarbij werden tijdens een veldbemonstering hoge concentraties sulfide in het interstitiëel bodemvocht gemeten. Samenstelling visstand Na visstandbemonstering bleek het oorspronkelijke bestand te bestaan uit circa 500 kg/ha vis, waarbij de gemeenschap werd gekarakteriseerd door soorten als brasem en karper. Een dergelijke visstand kan zorgen voor een permanent troebele toestand en staat ecologisch herstel in de weg.




Naleveringsproeven In aanvulling op het verkennend bodemonderzoek werden verschillende typen bodems (slib, veen en klei) afkomstig uit het Zijdelmeer gedurende 6 maanden in aquaria in het laboratorium onderzocht. Daarbij is gekeken naar de invloed het sulfaat en bicarbonaatgehalte in het bovenstaande water en de invloed van doorstroming (of verblijftijd). De nalevering van fosfaat uit de (slib)bodem van het Zijdelmeer bleek groot en onafhankelijk van de mate van doorstroming. De nalevering bleek veel kleiner bij de intacte veen en kleibodems. Naast nutriënten kunnen andere stoffen zoals sulfide ook een belangrijke rol spelen. Zo bleek in de slibbodem een aanzienlijke sulfideproduktie op gang te komen, hetgeen al in kleine hoeveelheden toxisch is voor waterplanten (Krabbescheer is bijzonder gevoelig voor sulfide). Uit uitgebreide bodemanalyses bleek een groot deel van het fosfaat aan calcium(carbonaat) gebonden te zijn. Een belangrijk resultaat dat wijst in de richting dat coprecipitatie van calcium(carbonaten) en fosfaat een belangrijke rol heeft gespeelt en speelt. Experimentele maatregel in laboratorium Omdat bleek dat de slibbodem een lage bindingscapaciteit had voor fosfaat is een proef gedaan om dit te verbeteren. Het vergroten van de bindingscapaciteit van de waterbodem voor fosfaat door toevoeging van zouten in het Zijdelmeer is onderzocht in een 10 weken durend experiment. Hierbij werd het effect van verschillende fosfaatbindende zouten in verschillende concentraties onderzocht. Toevoeging van aluminiumchloride en ijzerchloride al dan niet in combinatie met calciumcarbonaat bleek tot een zeer effectieve immobilisatie van fosfaat in de bodem te leiden. Voor het zeer eutrofe Zijdelmeer lijkt het wegbaggeren van de sliblaag tot de onderliggende kleiige veenlaag, of de kleibodem daaronder, voor een sterke verlaging van fosfaatmobilisatie te kunnen zorgen. De maatregel baggeren dient echter alleen uitgevoerd te worden in laagveenwateren waarin de waterkwaliteit (hardheid en sulfaat) voldoende verbeterd is en de nieuw vrijkomende laag niet opnieuw sterk gaat reageren (mineraliseren). Uitgevoerde of geplande maatregelen Maatregelen Voorafgaand aan de studie die Witteveen+Bos (2002,2005) heeft uitgevoerd en aan het OBNlaagveen traject zijn verschillende maatregelen uitgevoerd, waaronder: · hydrologische isolatie; · waterpeilverandering; · aanleg helofytenfilter; · verkorten verblijftijd; · wegzuigen blauwalgenmassa. De maatregelen leidde niet tot de gewenste stabiele (duurzame) verbeterde ecologische toestand. In het Zijdelmeer wordt nu een snellere doorstroming bewerkstelligd om blauwalgenbloei te voorkomen.




Sliedrechtse Biesbosch Uitgevoerd door: Royal Haskoning Gebiedsbeschrijving De Biesbosch vormt de delta van de Rijn en de Maas. Ondanks de nabijheid van de zee is het een zoetwatergetijdengebied: door de ligging vér stroomopwaarts in de riviermonding beperkt de invloed van de zee zich tot het getij, zonder dat het zoute water doordringt. De Sliedrechtse Biesbosch wordt in het noorden begrensd door de Beneden Merwede, in het zuiden en oosten door de Nieuwe Merwede en in het westen door Dordrecht. In het westen van het gebied staan de waterwegen via het Wantij in verbinding met het open water van de Beneden Merwede. Hier is een getijslag van 0.70 m. Probleembeschrijving Tussen 1955 en 1980 nam de vervuiling van het rivierwater in Nederland in hoog tempo toe, onder andere als gevolg van bevolkingsgroei en toegenomen industriële activiteiten. Verontreinigingen met zware metalen (koper en zink), PCB’s en DDT hoopten zich op in het slib van de vaarwegen. In de delta van Rijn en Maas werd deze vervuilde waterbodemproblematiek nog verhevigd doordat vanaf 1970 het tij grotendeels wegviel na het sluiten van de Haringvlietsluizen. In het kader van de Deltawet Grote Rivieren zijn versneld dijkverzwaringen uitgevoerd, onder andere langs de Boven en Beneden Merwede. Hiervoor is klei gewonnen uit polders in het oosten van de Sliedrechtse Biesbosch (de polders Kort en Lang Ambacht en De Ruigten). Deze kleiwinning is gecombineerd met natuurontwikkeling. In de ontkleide polders werden nieuwe geulen gegraven, waardoor een zoetwatermoeras tot ontwikkeling kon komen. Het is de bedoeling dat dit moeras in verbinding wordt gebracht met de omringende riviertakken, waardoor zich hier een zoetwatergetijdengebied kan ontwikkelen (na het op een kier zetten van de Haringvlietsluizen in 2007). Deze verbinding kan pas tot stand komen wanneer er geen risico (meer) bestaat op het verspreiden van verontreinigingen vanuit de bestaande watergangen. In 1996 is in het kader van de Wet bodembescherming een Oriënterend Onderzoek uitgevoerd naar de verontreinigingssituatie van de waterbodems van de Sliedrechtse Biesbosch. Uit dit onderzoek (De Straat, 1996) kwam naar voren dat de waterbodem vervuild was (klasse 3/4) met onder andere zware metalen (arseen, cadmium, zink), PAK’s, hexachloorbenzeen en PCB’s. In het daaropvolgend Nader Onderzoek (kader Wbb: vaststelling saneringsurgentie) werden drie deelonderzoeken uitgevoerd. In elk deelonderzoek kwam een specifiek risicospoor aan de orde.




Onderzoek

Risicospoor

1. Abiotisch effectonderzoek (RIZA,

verspreiding van de verontreinigingen vanuit de waterbodem naar het

2002a)

oppervlaktewater

2. Biotisch effectonderzoek (RIZA, 2001)

risico’s voor de mens bij consumptie van mosselen (bioaccumulatie) risico’s voor het ecosysteem (bioaccumulatie, doorvergiftiging, soortsdiversiteit en dichtheden macrofauna)

3. Grondwateronderzoek (RIZA 2002b)

verspreiding van de verontreinigingen vanuit de waterbodem naar het grondwater

3.2.1. Abiotisch Effectonderzoek Na de herinrichting van het gebied, wanneer de verbinding van de polders met het open water van de Beneden Merwede en het Wantij is gerealiseerd, zal er naar verwachting een forse verandering van de waterbeweging in de bestaande watergangen van het gebied optreden. Met de toename van de stroomsnelheden ontstaan er mogelijk actuele risico’s voor verspreiding van de verontreinigingen vanuit de waterbodem naar het oppervlaktewater. Het doel van het abiotisch effectonderzoek was om vanuit de lokale abiotische systeemkenmerken na te gaan op welke locaties in de Sliedrechtse Biesbosch er in de toekomst mogelijk sprake zal zijn van een actueel risico voor verspreiding van verontreinigd sediment vanuit de bestaande kreken/watergangen naar de omgeving. 3.2.2. Biotisch Effectonderzoek Het biotisch effectonderzoek moest uitwijzen of de aanwezigheid van de waterbodemverontreiniging in de Sliedrechtse Biesbosch een ‘actueel ecologisch risico’ inhoudt voor de mens (bij consumptie van mosselen) en/of voor het ecosysteem. Dit risico hangt in sterke mate af van de biologische beschikbaarheid van de contaminanten. De volgende doelen werden geformuleerd: · een locatiespecifieke risicobeoordeling van de waterbodemkwaliteit aan de hand van biologische parameters en van te voren vastgestelde toetsingscriteria; · per locatie een oordeel geven wel/niet actueel ecologisch risico; · prioriteren van locaties gebaseerd op mate waarin risico’s optreden; · verzamelen en interpreteren van ecologische gegevens. 3.2.3. Grondwateronderzoek Het grondwateronderzoek had als doel om een inschatting te maken van het actueel risico van verspreiding van de verontreinigingen in de waterbodem naar / via het grondwater.




Toegepaste instrumenten en uitkomsten 3.3.1. Abiotisch Effectonderzoek Uitvoering In dit onderzoek was het uitgangspunt voor ‘een actueel risico voor verspreiding’: 1. de MTRwaarde voor één of meerdere stoffen in het aanwezige bodemmateriaal wordt overschreden; én 2. de te verwachten (maximale) stroomsnelheden in het gebied zijn dermate groot dat erosie van bodemmateriaal te verwachten is. De onderzochte transportroutes waren: erosie en resuspensie van verontreinigd waterbodemmateriaal door de toegenomen stroomsnelheden na herinrichting, door windgolven en door scheepvaart. Instrumenten De te verwachten stroomsnelheden in de verschillende watergangen van het gebied ná herinrichting werden berekend met het 1DZWENDLmodel. Deze stroomsnelheden werden vergeleken met uit literatuur bekende kritische schuifspanningen voor erosie van slib. De andere transportroutes (windgolven en scheepvaart) werden onderzocht aan de hand van literatuur en rekenregels. Voor de beoordeling van mogelijk transport als gevolg van windgolven werd gebruik gemaakt van Van der Heijdt et al. (2000) en de formulering van Brettschneider (CERC, 1984). Voor de beoordeling van erosie en resuspensie door scheepvaartbewegingen is eveneens gebruik gemaakt van Van der Heijdt et al. (2000). Resultaten Effecten van toegenomen stroomsnelheden na herinrichting: · mogelijk actuele risico’s voor verspreiding van verontreinigingen naar oppervlaktewater in met name de bestaande watergangen van het westelijke deel van het gebied. In het oostelijke deel zullen er naar verwachting nergens zodanige stroomsnelheden optreden dat daar erosie mogelijk is. In de nieuw (op het open water) aan te sluiten polders wordt per definitie geen risico verwacht omdat daar geen verontreinigd materiaal meer wordt aangetroffen. Effecten van windgolven en scheepvaart:: · deze transportroutes blijken te kunnen worden uitgesloten als verspreidingsbronnen. 3.3.2. Biotisch Effectonderzoek Uitvoering Het BEO (biotisch effect onderzoek) werd uitgevoerd op basis van een methodiek die is ontwikkeld als nieuwe richtlijn voor het uitvoeren van het Nader Onderzoek (Tuinstra et al., 2000; van Elswijk, 2001). Hierin spelen bioassays en veldwaarnemingen een belangrijke rol. Twee risicosporen worden onderscheiden: A. directe effecten en B. het risico van bioaccumulatie en doorvergiftiging.




Onderzocht werd in spoor A of bodemlevensgemeenschappen afwijkend zijn in opbouw (dichtheden, voorkomen van soortsgroepen) ten opzichte van referentiewaarden. In spoor B werd onderzocht of stoffen beschikbaar zijn voor opname en doorgifte in de voedselketen. Instrumenten Voor beide risicosporen werd een triade uitgevoerd. Dit is een gecombineerd instrument van chemische analyses, veldinventarisaties (voor spoor A werden benthische macrofauna gegevens geïnventariseerd en voor spoor B bioaccumulatieniveau’s in mosselen gemeten) en bioassays, waarin de toxiciteit van waterbodemmonsters werd bepaald. Verder werden met behulp van het model CHEOPS bioaccumulatieniveau’s in vis en vogels gemodelleerd, op basis van een analyse van het voedselweb en MC 2 calibraties. Tot het oordeel wel/geen ‘actueel ecologisch risico’ binnen risicospoor A (directe effecten) werd besloten wanneer effecten, gevonden in de veldinventarisaties, konden worden bevestigd met resultaten uit de bioassays en verklaard op basis van de chemische analyses. Voor risicospoor B (doorvergiftiging) werd gekeken naar de verklaarbaarheid van overschrijdingen van MTRwaarden in organismen, op basis van MTRwaarden overschrijdingen (voor doorvergiftiging) van de concentraties in sediment. Resultaten In het westelijke deel van het gebied en op plaatsen die onder directe invloed staan van de Nieuwe Merwede worden in veldwaarnemingen ernstige effecten op het benthos geconstateerd. Vooral Chironomiden wijken af in aantallen soorten en dichtheden ten opzichte van referentiegebieden. Bivalven (mosselen) voldeden over het algemeen wel. Bijzondere soorten (haften, steenvliegen, kokerjuffers) werden slechts op een paar monsterpunten aangetroffen. In het oostelijke deel van het gebied zijn matige effecten op het benthos gevonden. De bioassays bevestigen dit beeld ten dele. Voor de oostelijke locaties werden ook in bioassays matige effecten geconstateerd; ernstige effecten in bioassays werden echter vrijwel nergens gevonden. Uit het bioaccumulatieonderzoek werd geconstateerd dat zowel visetende vogels als vogels die prederen op benthisch macrofauna risico’s ondervinden als gevolg van bioaccumulatie. Stoffen die gemakkelijk accumuleren in de voedselketen zijn cadmium en PCB’s (dioxineachtige stoffen). Voor vis en vogels werden risico’s berekend als gevolg van accumulatie van kwik. Een actueel ecologisch risico door bodemverontreiniging voor directe effecten werd uiteindelijk vastgesteld voor 1 van de 7 onderzochte locaties; voor risico’s gekoppeld aan doorvergiftiging werd een actueel ecologisch risico vastgesteld voor 6 van de 7 locaties.




3.3.3. Grondwateronderzoek Uitvoering In het grondwateronderzoek wordt uitgegaan van een ‘actueel risico op verspreiding via het grondwater’ indien de verspreidingssnelheden van stoffen groter blijken te zijn dan het verspreidingscriterium: 10 cm/jaar. Alleen de stoffen waarvan de concentraties in het poriewater het MTRgrondwater overschreden, werden meegenomen in de beoordeling. Instrumenten Uit veldinformatie (geohydrologische situatie, bodemopbouw, peilbeheer, kwel) en een aantal worst case aannames werden de maximaal optredende grondwatersnelheden berekend. Gecombineerd met de retardatiefactoren (berekend voor zandige lagen met de grootste grondwaterstroming) werd de snelheid van het stoftransport berekend tussen de watergangen en de direct aangrenzende polders. Resultaten Voor een aantal watergangen, verspreid over het gebied, werd een mogelijk (het gaat om een eerste inschatting op basis van reeds bestaande informatie) actueel risico berekend voor de verspreiding van stoffen. De stoffen die zich bij de eerste inschatting sneller verplaatsen dan het verspreidingscriterium zijn, in afnemende volgorde: arseen, naftaleen, hexachloorbenzeen, antraceen, fenantreen, chroom en zink. Uitgevoerde of geplande maatregelen In 2005 is gestart met de waterbodemsanering in de Sliedrechtse Biesbosch. De sanering vindt in een aantal fases plaats, waarbij uiteindelijk 350.000 m 3 slib zal worden afgevoerd naar de Put van Cromstrijen in het Hollands Diep. Vooral de (oude) vaargeulen worden volledig gesaneerd, enkele andere geulen worden deels gesaneerd en deels afgedekt. In het oosten van de Sliedrechtse Biesbosch gaat de sanering samen met natuurontwikkeling in het gebied. Om hier een zoetwatergetijdengebied te creëren is een sterkere getijdewerking en overspoeling noodzakelijk. Daarom zullen de polders Kort en Lang Ambacht / De Ruigten via een opening in de kade in verbinding worden gebracht met het open water van de Beneden Merwede. In latere fases worden ook de kreken van omliggende gebieden onderling op elkaar aangesloten (Jaspers et al., 2006).




Zwarte meer Uitgevoerd door: RIZA Gebiedsbeschrijving (Wessels et al., in prep) Het Zwarte Meer is ontstaan na de inpoldering van de Noordoostpolder (1942). Grote delen van het meer zijn ondieper dan 1,5 m. De vaargeulen kunnen een diepte hebben van 3,55,0 m. Na afwerking mogen zandwinputten een diepte hebben van 6,0 m NAP.

gebied • Ontstaan in 1942 • Diepte Grotendeels ondieper dan 1,5 m vaargeul 3,5 zandwinputten 6 m • Voeding winter het Zwarte water (Vecht) gem 95 m 3 / s. Zomer het Ketelmeer uitslagwater van oude landzijde • verblijftijd enkele dagen een maand. Winters rivier, zomers meer • Waterkwaliteit zomers Rijn en IJsselwater • waterstanden kunnen sterk wisselen oiv het Zwarte water en opwaaiing vanuit IJsselmeer/ Ketelmeer. • M aatregel Balgstuw opwaaiing beheersen. • Het streefpeil 0,20 m zomers en 0,40 m winters. • Overijsselse oevers brede rietmoerassen, Noordelijke oever kale dijk van de NOP

Het Zwarte Meer wordt in de winter gevoed door het Zwarte water (Vecht) met een gemiddelde winter afvoer van 95 m3/s. In de zomer bij een geringere afvoer is een groot deel van het water afkomstig uit het Ketelmeer. Het Zwarte Meer wordt ook gevoed met water via de Kadoelersluis en met water dat uit de polders van oude landzijde wordt uitgeslagen. De verblijftijd kan oplopen van enkele dagen tot een maand. De waterkwaliteit van het Zwarte Meer wordt in de zomer sterk beïnvloed door de kwaliteit van Rijn en IJsselwater (uit: Noordhuis 1997). Het Zwarte Meer is in de winter te karakteriseren als een rivier en in de zomer als een meer.

Figuur 2: Overzichtskaart: Zwarte Meer




De waterstanden kunnen sterk wisselen onder invloed van de afvoer vanuit het Zwarte water en door opwaaiing vanuit IJsselmeer/ Ketelmeer. Door de Balgstuw bij Ramspol kan de opwaaiing beheerst worden. Het streefpeil bedraagt 0,20 m in de zomer en 0,40 m NAP in de winter. De oevers grenzend aan Overijssel bestaan uit brede rietmoerassen. De noordelijke oever wordt gevormd door de kale dijk van de Noordoostpolder. Beschermde gebieden In het kader van de Kaderrichtlijn Water moeten specifiek doelen worden opgesteld voor de zogenaamde beschermde gebieden. Dit zijn alle gebieden die zijn aangewezen als bijzondere bescherming behoevend in het kader van specifieke communautaire wetgeving. Dit zijn onder andere drinkwaterwingebieden, zwemwaterlocaties en Natura 2000 gebieden, waarvan de bescherming in belangrijke mate afhankelijk is van het behoud of verbetering van de watertoestand. Het Zwarte Meer is geheel als beschermd gebied aangewezen in het kader van de Vogel en Habitatrichtlijn. Hieronder wordt een kort overzicht gegeven van de bijbehorende instandhoudingdoelstellingen. De andere categorieën communautaire wetgeving gelden niet voor Zwarte Meer, er zijn bijvoorbeeld geen zwemwaterlocaties aanwezig. Vogelrichtlijngebeid De Vogelrichtlijn biedt bescherming aan alle in het wild levende vogels in de Europese Gemeenschap en bestaat uit een soort en een gebiedsbeschermingsregime. Vrijwel het gehele IJsselmeergebied is in 2000 aangewezen als speciale beschermingszone in het kader van deze richtlijn. In tabel 3.1 zijn de instandhoudingsdoelstellingen voor niet broedende vogelsoorten weergegeven waarvoor het Zwarte Meer is aangewezen als Vogelrichtlijngebied. Het Zwarte Meer is aangewezen als Speciale Beschermingszone onder de Europese Vogelrichtlijn op grond van het voorkomen van een aantal vogelsoorten waarvan de aantallen meer dan 0,1% van de internationale populatie vertegenwoordigen. Voor watervogels in het algemeen vormen het Zwarte Meer dus primaire foerageergebieden die hun waarde danken aan de kwaliteit van het habitat, terwijl in het geval van de betekenis van IJsselmeer en Markermeer de schaal een grotere rol speelt. Habitatrichtlijngebied De Habitatrichtlijn heeft als doel de biologische diversiteit in de Europese Unie in stand te houden. De richtlijn verplicht de lidstaten om beschermde habitats, soorten en hun leefgebieden in stand te houden of te herstellen. Daarvoor worden gebieden aangewezen waar deze soorten en habitats voorkomen. Het Zwarte Meer is in zijn geheel aangewezen. In tabel 3.2 zijn de habitats en soorten vermeld waarvoor het meer is aangewezen. De aanwijzing van de Grote modderkruiper is op dit moment nog een voorstel.




Tabel 3.2: Habitats en soorten waarvoor het Zwarte Meer is aangewezen als speciale beschermingszone voor de Habitatrichtlijn.

Habitats

Soorten

Meren met krabbescheer en fonteinkruiden

Grote modderkuiper?

Ruigten en zomen

Kleine modderkruiper

Glanshaver en vosestaarthooilanden

Rivierdonderpad Meervleermuis

Habitats Voor het habitat meren met krabbescheer en fonteinkruiden geldt een hersteldoelstelling, die afhankelijk is van een bestendiging van de verbeterde waterkwaliteit. Mogelijk kan op termijn ook habitattype 3140 ‘kranswierwateren’ terugkeren. Voor de ruigten en zomen geldt een behoudsdoelstelling, en voor de glanshaver en vossestaarthooilanden een hersteldoelstelling. Van dit laatste type zijn momenteel kleine oppervlakten kievitsbloemhooilanden aanwezig in een zeer ongunstige staat. In het gebied worden wel goede potenties gezien voor uitbreiding van dit type. Soorten De speciale beschermingstatus van het Zwarte Meer is onder andere toegewezen op basis van het voorkomen van Grote modderkruiper (voorstel), Kleine modderkruiper en Rivierdonderpad, die allen een behoudsdoelstelling hebben. De rivierdonderpad is een soort van ‘hard substraat’, die in het gebied voorkomt tussen stenen van oeverbeschoeiingen en op mosselbanken. De Kleine modderkruiper is vooral afhankelijk van een goede waterkwaliteit en de aanwezigheid van waterplanten; de grote modderkruiper is vooral te vinden in wateren met een dikke modderlaag. Voor de meervleermuis geldt eveneens een behoudsdoelstelling. Voor deze soort fungeert het Zwarte Meer als foerageergebied. Probleembeschrijving (Noordhuis, R., in prep) In vergelijking met de andere randmeren heeft de aquatische ecologie van het Zwarte Meer bij rijkswaterstaat de laatste decennia weinig aandacht gekregen. Terwijl Ketelmeer en Vossemeer in het kader van ecotoxicologie en bodemsanering veel onderzoek is uitgevoerd, de Veluwerandmeren min of meer de best bestudeerde wateren van Nederland zijn geworden (BOVAR, IIVR) en iets recenter ook de zuidelijke randmeren veel aandacht hebben gekregen (BEZEM), is er van het Zwarte Meer nog geen gedegen ecologische watersysteemanalyse voorhanden. In dit rapport wordt een poging gedaan een deel van deze leemte in te vullen. Het Zwarte Meer heeft een geschiedenis die enigszins afwijkt van die van de overige randmeren, en het is een systeem met relatief veel fluviatiele aspecten, hoewel recent niet in de mate van het Ketelmeer. Erfenissen uit het met name qua peilwisselingen zeer dynamische verleden zijn echter nog steeds van belang in het functioneren van het systeem. Afnemende dynamiek door afwijkende inrichting middels aanleg van de Afsluitdijk, Noordoostpolder, het afsluiten van rivierarmen, veranderingen in riet en biezenteelt en mogelijk tenslotte o.a. de Balgstuw bij Ramspol zorgden voor geleidelijke veranderingen in de vegetatiestructuur en het aanzien van het gebied.




Omdat systematische metingen van vegetatie pas in de jaren negentig werden opgezet, is met monitoringdata slechts het staartje van deze ontwikkelingen in beeld te brengen. In hoofdstuk 4 worden deze gegevens daarom aangevuld met min of meer anecdotische, historische informatie. Afgezien van deze voor het Zwarte Meer specifieke veranderingen heeft zich net als in de andere randmeren een proces van eutrofiëring voorgedaan, dat ook hier leidde tot een ineenstorting van het aanvankelijk soortenrijke helderwater systeem. Dat gebeurde hier al rond 1960, een jaar of tien eerder dan in de Veluwerandmeren. Monitoringsgegevens van de waterkwaliteit, waarvan de langste reeksen starten in 1972, laten daarom alleen het recente herstel zien. Wel zijn reconstructies mogelijk met behulp van vogelaantallen, waarvan de tellingen in het Zwarte Meer zelfs nog verder teruggaan dan in de Veluweranderen en waarmee ontwikkelingen vanaf 1945 in beeld kunnen worden gebracht. In de jaren negentig laat zich een zekere mate van ecologisch herstel zien, dat overeenkomsten vertoont met de herstelprocessen in de Veluwerandmeren en de zuidelijke randmeren. Hier en daar worden vergelijkingen gemaakt met de ontwikkelingen in deze meren om de gang van zaken in het Zwarte Meer te helpen verduidelijken. Conclusie Er was dus weinig bekend over het Zwarte Meer. Men dacht dat bodemverontreiniging een probleem was en vroeg zich af in hoeverre maatregelen nodig waren om de ecologische toestand te verbeteren. Noordhuis constateert dat het Zwarte Meer als iets verder gekeken wordt dan de maatlatten lang zijn ecologisch best goed functioneert en dat ingrijpen in dit systeem niet noodzakelijk is, onder voorbehoud van de uitkomsten van het ecotoxicologisch onderzoek dat momenteel nog plaatsvindt bij RWSRIZA. Toegepaste instrumenten en uitkomsten geen Uitgevoerde of geplande maatregelen Wellicht saneren en beheer oevervegetatie




Noordhollandsch Kanaal Uitgevoerd door RIZA

Gebieds en probleembeschrijving Het Noordhollandsch Kanaal loopt van Amsterdam, via Purmerend en Alkmaar naar Den Helder. De hier beschreven pilot is gericht op het gebied tussen Alkmaar en Den Helder. De waterkwaliteit in dit gebied wordt voornamelijk gedomineerd door emissies vanuit de bollenteelt en een aantal RWZI’s. Bioeffectmetingen Op 11 oktober 2006 is op 4 locaties oppervlaktewater bemonsterd in het kanaal tussen Alkmaar (Koedijk) en Den Helder (De Kooy). Deze eerste bemonstering diende om een algemeen beeld te krijgen van toxiciteit in het oppervlaktewater. De monsters zijn vervolgens geconcentreerd en op acute toxiciteit getest. Voor het meten van toxiciteit wordt gebruik gemaakt van een concentratietechniek, gecombineerd met kortdurende, acute blootstellingsexperimenten. Deze concentratietechniek is door het RIVM, in samenwerking met RWSRIZA, ontwikkeld. In de procedure worden organische microverontreinigingen uit een watermonster geëxtraheerd, waarna een waterig concentraat wordt gemaakt. De toxiciteit van dit concentraat wordt vervolgens in een verdunningsreeks in acute testen met watervlooien, algen en bacteriën vastgesteld. Het extraheren van monsters is noodzakelijk, om de acute toxiciteit nauwkeurig vast te stellen. Daarnaast is een belangrijk argument voor het gebruik van deze techniek, dat de matrix van het monster vervangen wordt door een standaard testmedium. Eventuele storende factoren worden hierdoor verwijderd. Vooral bij effluenten is er vaak sprake van storende factoren in de toxiciteitstesten (bijv. afwijkende pH, ammoniumgehalte, ionenbalansen). De methode wordt toegepast om een indicatie voor het optreden van chronische effecten te geven. Het effectniveau dat indicatief is voor het optreden van chronische toxiciteit in het oorspronkelijke monster, is afgeleid uit een schatting van de acuut chronisch ratio. In de afleiding van chemische normen is het algemeen aanvaard hiervoor een factor 10 te gebruiken. De grens waarbij op basis van gemeten acute effecten, chronische effecten in het oorspronkelijke monster verwacht worden, ligt rond de 10 x concentreren. Rekening houdend met een extractierendement voor toxiciteit van ongeveer 50%, worden effecten bij 20x concentreren daarom als indicatief gezien voor het optreden van chronische toxiciteit in het oorspronkelijke monster. De vastgestelde effectwaarden worden uitgedrukt als Toxic Units (TU). Deze TU waarden geven aan hoe vaak het monster verdund of geconcentreerd moet worden om een acuut effect te meten. Als TU waarden lager zijn dan 1, moet een watermonster geconcentreerd worden om acute toxiciteit te veroorzaken. In bijna alle praktijksituaties is dit gelukkig het geval. Figuur 1 toont de resultaten van de uitgevoerde testen van de eerste bemonstering in het oppervlaktewater. Er is een toename in toxiciteit te zien tussen het eerste en tweede bemonsteringspunt voor de watervlo en in mindere mate voor algen. De toxiciteit verdwijnt daarna weer uit het watersysteem.




0.02

Watervlo

stroomrichting

0.018

Alg

Toxic Units

0.016

Bacterie

0.014 0.012 0.01 0.008 0.006 0.004 0.002 0 Koedijk

Stolpen

t Zand

Kooy

Figuur 1: Vastgestelde effectniveaus in concentraten van oppervlaktewatermonsters uit het Noordhollandsch Kanaal

Naar aanleiding van de resultaten van de eerste bemonstering is op 24 oktober een tweede bemonstering uitgevoerd. Hierbij is het aantal locaties uitgebreid, zodat nauwkeuriger bepaald kon worden, waar de eerder vastgestelde verschillen in effectniveaus door veroorzaakt werden. Tevens zijn de effluenten van RWZI Geestmerambacht en RWZI Stolpen bemonsterd. Beide zuiveringen lozen direct op het Noordhollandsch Kanaal. RWZI Geestmerambacht is veruit de grootste van deze twee RWZI’s. De bemonsterde locaties zijn terug te vinden in figuur 1. De concentraten van de monsters zijn op toxiciteit beoordeeld met watervlooien, omdat dit organisme eerder de grootste verschillen in respons liet zien. Op een aantal locaties is gelijktijdig door het waterschap bemonsterd om de concentratie van een aantal bestrijdingsmiddelen vast te stellen. In figuur 2 zijn de resultaten van de testen met watervlooien te zien. In het blauw zijn de oppervlaktewaterlocaties weergegeven en in het rood de potentiële bronnen, bestaande uit de twee RWZI’s en het zijkanaal tussen Stolpen en Schagen. In deze figuur is te zien dat gedurende het traject een forse toename in toxiciteit plaatsvindt. Aan het begin van het traject (Koedijk) kon in de hoogst geteste concentratie (333 keer geconcentreerd) geen effect worden vastgesteld. Terwijl in het Kanaal, na samenkomst met het zijkanaal Stolpen en Schagen, het effectniveau beneden de 20 keer concentreren lag. Bij dit laatste resultaat wordt verondersteld dat chronische effecten worden aangetroffen in het niet geconcentreerde oppervlaktewater. Conclusies Uit de resultaten van de RWZI effluenten in combinatie met de resultaten van het oppervlaktewater wordt duidelijk dat de effluenten een belangrijke bron voor de gemeten toxiciteit in het oppervlaktewater zijn. Dit geldt met name voor het effluent van de RWZI Stolpen, hetgeen opvallend is te noemen, daar dit een relatief kleine RWZI is. De toxiciteit in het oppervlaktewater kan niet volledig verklaard worden met de effecten die zijn waargenomen in de bemonsterde effluenten. Mogelijk dragen bestrijdingsmiddelen vanuit het bollengebied ook bij aan de toxiciteit in het oppervlaktewater. De bestrijdingsmiddelenanalyses die in dezelfde periode door het Hoogheemraadschap zijn uitgevoerd in het polderwater, laten echter zien dat de concentraties het hoogste zijn in de polders bij Koedijk en daarna stroomafwaarts dalen, terwijl de toxiciteit in het kanaal




dan juist stijgt. De aanwezigheid van niet gemeten bestrijdingsmiddelen valt echter niet uit te sluiten.

Toxic Units

0.06 >

stroomrichting

0.05 0.04 0.03 0.02 0.01

<

en

Ka

na a

n Sc

l n a St

ha g

ol p

en

pe n l S to lp e

ka na a

R

W ZI S to l

g

Si

nt M

aa rt e nv

lo tb ru

sl ui s Zi jp er

R

W ZI G ee

st er

Ko

am ba

ed i

ch t

jk

0

Figuur 2: Toxiciteit van geconcentreerde monsters uit het Noordholllandsch Kanaal en een aantal bronnen. De toxiciteit is gemeten met watervlooien




ATTACHMENT I: FACTSHEETS Factsheet Fytoplankton in meren Watertypen (Elbersen e.a. 2003): M11 kleine (<0.5 km2), ondiepe (<3 m), gebufferde (14 meq/l) plassen M14 matig grote (0,5100 km2), ondiepe (<3m), gebufferde (14 meq/l) meren M16 kleine (<0.5 km2), diepe (>3 m), gebufferde (14 meq/l) plassen M20 matig grote (0,5100 km2), diepe (> 3m), gebufferde (14 meq/l) meren M21 grote (>100 km2), diepe (> 3m), gebufferde (14 meq/l) meren M25 kleine (<0.5 km2), ondiepe (<3 m), gebufferde (14 meq/l) laagveenplassen M27 matig grote (0,5 – 100 km2), ondiepe (<3 m), gebufferde (14 meq/l) laagveenmeren M30 zwak brakke (0,3 – 3,0 g Cl/l) wateren M31 kleine (<5 km2) brakke tot zoute (> 3 g Cl/l) wateren

Antropogene invloeden Eutrofiëring Overmatige belasting van oppervlaktewater met nutriënten is de belangrijkste vorm van antropogene beïnvloeding die direct effect heeft op de doelvariabelen van de fytoplankton maatlat. Hydromorfologische ingrepen Hydromorfologische ingrepen hebben een indirect effect op de abundantie van fytoplankton. Het effect van een onnatuurlijk peilbeheer en de aanwezigheid van harde oeverstructuren is dat oevervegetatie zich onvoldoende kan ontwikkelen (zie factsheet ‘Macrofyten in meren’). Dit leidt tot een verminderde vastlegging van nutriënten door oevervegetatie en hierdoor een hogere potentiële biomassa van fytoplankton. Een hoge achtergrondstroebeling versterkt de concurrentiepositie van algensoorten die beter groeien bij lage lichtintensiteiten (dit betreft veelal negatieve indicatorsoorten zoals Planktothrix). Dit is van belang indien meren ten gevolge van ingrepen een hoge achtergrondstroebeling door voornamelijk (geresuspendeerde) anorganische zwevende stof hebben. Mitigerende maatregelen De mitigerende maatregelen om negatieve effecten van ingrepen te verzachten, komen overeen met die beschreven voor oevervegetatie en ondergedoken waterplanten (factsheet Macrofyten in meren). Deze zijn: · aanpassen van het peilbeheer richting een natuurlijker peilverloop (waarbij een afweging dient plaats te vinden met de overige gebruiksfuncties van het watersysteem); · verwijderen harde oeverstructuren en het creëren van een meer geleidelijke land water overgang. Een hoge achtergrondstroebeling in meren kan verminderd worden door de strijklengte te verminderen (aanleg strekdammen, vooroeververdediging etc). Dit heeft echter wel gevolgen voor overige gebruiksfuncties van het watersysteem.




Gevolgen voor MEP/GEP De gevolgen voor het MEP/GEP kunnen worden bepaald via kwantificering van de gevolgen van onnatuurlijk peilbeheer op nutriëntenretentie van het systeem. Het verlies aan areaal oevervegetatie wordt berekend op basis van het potentieel areaal bij het huidig peilbeheer en de eventuele aanwezigheid van harde oeverstructuren, het potentieel areaal bij een natuurlijk peilbeheer en afwezigheid van harde oeverstructuren, en de capaciteit van oevervegetatie om nutriënten vast te leggen. Hierbij dient er dan wel rekening mee te worden gehouden dat het deel beneden het hoge zomerpeil waar oevervegetatie zich nu niet kan ontwikkelen, nog wel ondergedoken waterplanten mogelijk zijn, en met de vastlegging van nutriënten door deze ondergedoken vegetatie. Deze laatste is op oppervlaktebasis in het algemeen lager is dan die van oevervegetatie (vuistregel: oevervegetatie van riet slaat ongeveer 1,5 g P/m2 op in het groeiseizoen, ondergedoken vegetatie ongeveer 0,3 g P/m2). De maatlat De doelvariabele ‘fytoplankton’ is opgebouwd uit twee deelmaatlatten: · abundantie; · soortensamenstelling fytoplankton. De deelmaatlat soortensamenstelling was in de eerste versie van de conceptmaatlatten (Van der Molen et al., 2004) opgebouwd uit twee onderdelen: · positieve indicatoren (sieralgen); · negatieve indicatoren (bloeien van cyanobacteriën). In een update van deze conceptmaatlatten (Van der Molen & Pot, 2006) is besloten de deelmaatlat positieve indicatoren vooralsnog te schrappen. Daarom wordt deze hier niet verder uitgewerkt. De maatlatscore wordt bepaald als het rekenkundig gemiddelde van de score voor abundantie en soortensamenstelling. Deze laatste wordt weer bepaald als het rekenkundig gemiddelde voor de onderdelen positieve soorten en negatieve soorten. 1. abundantie De abundantie van fytoplankton wordt uitgedrukt in de zomergemiddelde concentratie chlorofyla. Tabel 1 geeft de referentiewaarde en de klassengrenzen van chlorofyla voor de in deze factsheet behandelde meertypen. Tabel 1. Referentie en klassengrenzen voor de zomergemiddelde chlorofyla concentratie voor de verschillende typen meren (uit: Van der Molen, 2004).

meertypen

referentie

M11, M14, M25, M27 M16, M20, M21 M30, M31

9.4 5.2 30

goed zeer goed 16.3 8.3 40


matig goed

ontoereikend slecht matig ontoereikend

30 14.5 60

60 29.1 120

120 58.2 240



2. soortensamenstelling negatieve soorten (algenbloeien) De score voor de deelmaatlat negatieve soorten (algenbloeien) wordt bepaald uit de minst gunstige score van de op basis van celdichtheden gedefinieerde bloeien die in een monster worden aangetroffen. Tabel 2 geeft een overzicht van deze bloeien en bijhorende scores voor de verschillende meertypen. Indien geen van de beschreven bloeien wordt aangetroffen wordt geen score voor het onderdeel negatieve soorten toegekend (en wordt de deelmaatlat soortensamenstelling alleen bepaald door de score voor positieve soorten).




Tabel 2. Definitie van bloeien en bijhorende EKR score voor het onderdeel negatieve soorten van de deelmaatlat soortensamenstelling . Soort dichtheid in meertypen EKR monster (1/ml) 0,1 Planktothrix agardhii of > 10000 M11, M14, M16, M20, M21, M25, M27 rubescens, persistent draden (> 20000) 0,2 Limnothrix, Planktolyngbia, >20000 M11, M14, M16, M20, M21, M25, M27 Prochlorothrix, filamenten Pseudoanabaena Microcystis (excl. wesenbergii) > 100000 M11, M14, M16, M20, M21, M25, M27 Stephanodiscus hantzschii > 30000 M11, M14, M16, M20, M21, M25, M27 Scenedesmus (soortenarm) >20000 M11, M14, M16, M20, M21, M25, M27 0,3 Planktothrix agardhii 400010000 (> M11, M14, M16, M20, M21, M25, M27 10000) Gonyostomum semen > 1000 M25, M27 Stephanodiscus binderanus >10000 M11, M14, M16, M20, M21, M25, M27 0,4 Aphanizomenon gracile > 2000 M11, M14, M16, M20, M21, M25, M27 filamenten kleine chlorococcales > 20000 M11, M14, M16, M20, M21, M25, M27 Cryptomonas > 2000 M11, M14, M16, M20, M21, M25, M27 kleine cryptophyceeën > 10000 M11, M14, M16, M20, M21, M25, M27 Diatoma tenuis > 6000 M11, M14, M16, M20, M21, M25, M27 Microcystis aeroginosa 20000 – M11, M14, M16, M20, M21, M25, M27 100000 Skeletonema > 10000 M11, M14, M16, M20, M21, M25, M27 0,5 Anabaena > 800 M11, M14, M16, M20, M21, M25, M27 Aphanizomenon flosaquae > 2000 M11, M14, M16, M20, M21, M25, M27 Aulacoseira granulata of > 10000 M11, M14, M16, M20, M21, M25, M27 ambigua kleine chroococcales > 10000 M11, M14, M16, M20, M21, M25, M27 Staurodesmus extensus > 2000 M25, M27 Teilingia granulata > 10000 M25, M27 0,6 Ankyra > 10000 M11, M14, M16, M20, M21, M25, M27 Aphanizomenon flosaquae 10002000 M11, M14, M16, M20, M21, M25, M27 Aphanothece stagnina drijflaag M11, M14, M16, M20, M21, M25, M27 Gloeotrichia natans drijflaag M11, M14, M16, M20, M21, M25, M27 Asterionella formosa > 6000 M11, M14, M16, M20, M21, M25, M27 Aulacoseira islandica > 10000 M11, M14, M16, M20, M21, M25, M27 Chrysochromulina parva > 10000 M11, M14, M16, M20, M21, M25, M27 Cyclotella radiosa > 1000 M11, M14, M16, M20, M21, M25, M27 Microcystis wesenberghii > 20000 M11, M14, M16, M20, M21, M25, M27 Woronichinia naegliana > 20000 M11, M14, M16, M20, M21, M25, M27 Monomastix > 10000 M25, M27 Pedinomonas > 10000 M25, M27 0,7 Dinobryon > 1000 M11, M14, M16, M20, M21, M25, M27 (>10000) Synura > 1000 M11, M14, M16, M20, M21, M25, M27 (>10000) Ceratium > 200 M11, M14, M16, M20, M21, M25, M27




Cyclotella ocellata Desmidium swartzii Mallomonas Peridinium

> 1000 > 20000 > 1000 > 500

M11, M14, M16, M20, M21, M25, M27 M25, M27 M25, M27 M25, M27

Omdat de deelmaatlat algenbloeien dient als een negatieve correctie op de chlorofyla maatlat, (Van der Molen, pers comm.) is aan de toestand ‘geen bloei’ geen score toegekend. In de praktijk blijkt wel dat de toestand van de Nederlandse meren wat betreft de EKR voor algenbloeien in de periode 19902003 sterk is toegenomen, en dat in een toenemend aantal meren geen bloeien meer worden aangetroffen. Omdat dit wel consequenties heeft voor de relaties met stuurvariabelen, is bij het afleiden van rekenregels aan de toestand ‘geen bloei’ een EKR van 0,7 toegekend. Sturende variabelen 1. abundantie De chlorofyla concentratie in een meer wordt bepaald door een aantal factoren. Sommige van deze factoren zijn via maatregelen te beïnvloeden (deze factoren worden aangeduid als stuurvariabelen), andere zijn dat niet of nauwelijks en leggen onder gegeven omstandigheden slechts een randvoorwaarde op. a) Nutriënten stikstof (N) en fosfor (P) worden vanouds beschouwd als de belangrijkste stuurvariabelen voor de chlorofyla concentratie in meren. Voor directe sturing is reductie van de nutriëntentoevoer de meest toegepaste maatregel. Voor nutriënten geldt volgens de wet van Liebig dat één van beide het groeibeperkende element is. Multi lake studies (Portielje & Van der Molen, 1999; Portielje et al.,2004) laten zien aan dat op basis van zomergemiddelden van totaalP en totaalN wel een bovengrens voor chlorofyla gegeven kan worden, maar dat er daar beneden een zeer ruime spreiding is in de werkelijke chlorofyla concentraties. b) Helderheid. Bij zeer hoge algenbiomassa of troebeling door overig zwevend stof (geresuspendeerd sediment, detritus, humus), of bij grote mengdiepte in diepere meren kan lichtlimitatie ook een rol spelen. Bij lagere chlorofyl gehalten, zeker wanneer deze in de range liggen rondom de klassengrens tussen de goede en matige toestand, zal lichtlimitatie echter veelal geen rol van betekenis spelen. Uitzondering hierop zijn meren die blootstaan aan een zeer sterke opwerveling van slib In het algemeen is abundantie van fytoplankton niet direct stuurbaar via lichtlimitatie. Indirect is dit wel het geval, via interactie met andere biologische groepen (zie punt d). Indien achtergrondstroebeling veroorzaakt wordt door hydromorfologische belastingen, zoals opwerveling door scheepvaart kan dit gevolgen hebben voor de fytoplankton doelstellingen. Aan de andere kant, bij hoge lichtbeschikbaarheid, is helderheid een stuurvariabele om de concurrentie tussen fytoplankton en waterplanten om het beschikbare licht in het voordeel van waterplanten te beïnvloeden, en daarmee topdown controle van fytoplankton (zie punt d) te induceren. c) Systeemkenmerken (diepte, oppervlakte, bodemtype) van een meer zijn mede bepalend voor de relatie tussen chlorofyl en nutriënten, en verklaren een deel van de variatie van de meetpunten in figuur 2. Dit heeft wat betreft diepte met name te maken met de mengdiepte van het epilimnion en de tijd die algen doorbrengen in de eufotische zone. In de ondiepe meertypen speelt dit nauwelijks een rol. Handreiking Diagnostiek Error! Reference source not found.



In deze info blads worden de effecten van systeemkenmerken grotendeels verdisconteerd door relaties tussen nutriënten en chlorofyl af te leiden per meertype, immers in de KRW typologie (Elbersen et al., 2003) zijn de Mwatertypen (meren) onderscheiden op basis van oppervlakte, diepte en bodemtype. d) Naast nutriëntenbeschikbaarheid, lichtlimitatie en systeemkenmerken wordt de chlorofyla concentratie mede bepaald door topdown controle door overige biologische groepen naast het fytoplankton. Door graas, allelopathische effecten (uitscheiden door waterplanten van voor algen giftige stoffen) et cetera, kunnen de chlorofyl concentraties aanzienlijk lager zijn dan de maximale waarde die op basis van de concentraties van nutriënten mogelijk is. Het is daarom noodzakelijk deze topdown effecten mee te nemen als stuurvariabelen bij de afleiding van rekenregels voor chlorofyl. e) Voorts heeft ook de soortensamenstelling van het fytoplankton invloed op de abundantie. Zo is gebleken dat in meren met dominantie van draadvormige blauwalgen aanzienlijk hogere chlorofyl: P en chlorofyl: N ratio´s bereikt worden dan in meren met een gevarieerde fytoplankton samenstelling. Deze verhoogde ratio´s treden met name op in meren met een veenbodem (Portielje en Van der Molen, 1998), ofwel in de meertypen M25 en M27. Via deze weg is er een interactie met de deelmaatlat negatieve indicatoren, waarin voornamelijk blauwalgen zijn opgenomen. Daarnaast bezitten algen het vermogen om bij afnemende nutriëntenbeschikbaarheid efficiënter met nutriënten om te kunnen gaan om toch dezelfde biomassa te kunnen produceren.

Soortensamenstelling Negatieve indicatoren (algenbloeien) Op basis van een hiertoe verzamelde dataset van het voorkomen van algenbloeien in meren zijn middels multivariabele regressie relaties afgeleid tussen de EKR voor algenbloeien en enkele algemene eutrofiëringsvariabelen. Voor zand en kleimeren is er een significant negatief verband tussen de EKR en het chlorofyla gehalte, en een positief verband tussen EKR en doorzicht. In de veenmeren (M25 en M27) is er een negatief verband met totaalN en chlorofyla, en een positief verband met de ratio tussen doorzicht en diepte. Het sturen op lagere chlorofyla gehalten (middels nutriënenreductie) en een hoger doorzicht (via reductie van chlorofyla of achtergrondtroebeling heeft dus een gunstig effect op de score voor deze deelmaatlat.

Rekenregels voor fytoplankton in meren 1. abundantie fytoplankton: rekenregels voor ratio´s chlorofyl: P en chlorofyl: N Er zijn rekenregels ontwikkeld voor de relatie tussen nutriënten en chlorofyl (Portielje, 2005).Uit de landelijke dataset van meren en plassen zijn per meertype 90 percentielen voor de chlorofyl: P en chlorofyl: N ratio´s bepaald. Deze kunnen worden ingevuld in algemene rekenregels voor de te verwachten (90 % maximale) zomergemiddelde chlorofyla concentratie in relatie tot de totaalP en totaalN concentratie. Meerjaren met zeer hoge totaalP of totaalN concentraties (> 2x MTR) zijn buiten beschouwing gelaten.




De n% maximale chlorofyla concentratie (met een overschrijdingskans van (100 –n)%) wordt berekend als het minimum van de producten van de actuele N of Pconcentratie en het n de percentiel van de chlorofyl: P of chlorofyl: N ratio. Voor berekening van de chlorofyl: N ratio wordt de totaalN concentratie gecorrigeerd voor een inerte stikstof fractie van 0,67 mg N/l. De rekenregels hebben de volgende algemene vorm: [chlorofyla]n% = Minimum {[totaalP]*(chl/P)n%; [totaalN0,67]*(chl/N)n%} Hierbij wordt dus vooralsnog aangenomen dat interactie tussen N en P geen rol van betekenis speelt (slechts één van beide nutriënten is beperkend). Deze rekenregels zijn per meertype specifiek ingevuld. Tabel 3 geeft de 90percentielen voor de chlorofyl: P en chlorofyl: N ratio voor verschillende meertypen. Deze 90 % maximale ratio’s verschillen voor de ondiepe meren sterk tussen troebele meren (doorzicht < 0,6 m) en heldere meren (doorzicht > 0,6 m). Dit is te verklaren doordat in heldere meren top down controle door grazers er voor zorgt dat de algenbiomassa laag wordt gehouden ten opzichte van de nutriëntenconcentraties. Tabel 3. 90 % maximale zomergemiddelde chlorofyl: P en chlorofyl: N ratio’s per meertype. In ondiepe meren is onderscheid gemaakt tussen heldere systemen (doorzicht > 0,6 m met topdown controle van fytoplankton, en troebele systemen (doorzicht < 0,6 m, zonder topdown controle).

meertype doorzicht

M11

<0.6m >0.6m M14 <0.6m >0.6m M16 n.v.t M20 n.v.t M25 <0.6m >0.6m M27 <0.6m >0.6m M30&M31 n.v.t

chl:P

aantal meerjaren (P) 857 61 299 32 719 183 392 80 385 62 421 250 948 151 444 48 1182 459 544 55 530 35

chl:N

79.8 36.3 59.6 35.8 54.0 45.4 74.3 49.9 73.8 50.9 54.9

aantal meerjaren (N) 91 56 214 115 68 325 184 45 474 47 91

* De chlorofyl: N ratio is gecorrigeerd voor een inerte fractie van totaalN van 0,67 mg N/l (Portielje & Van der Molen, 1998), i.e. de totaalN concentratie die overeenkomt met 0 µg/l chlorofyla.

De rekenregels geven een risicobenadering, namelijk die totaalN of totaalP concentratie waarbij de kans dat een gewenst chlorofyla gehalte wordt overschreden kleiner is dan een aanvaarbaar geacht risico, in dit geval dus kleiner dan 10%.




2. Soortensamenstelling Negatieve soorten (algenbloeien) De resultaten van de statistische analyse en de hieruit afgeleide rekenregels voor de EKR zijn samengevat in tabel 4. Voor de zand en kleimeren zijn het zomergemiddeld chlorofyla gehalte en het zomergemiddeld doorzicht de belangrijkste bepalende factoren. Voor de veenmeren dragen, naast chlorofyla, totaalN en de verhouding doorzicht: diepte significant bij. De overige getoetste variabelen dragen niet significant bij. Hierbij dient echter wel opgemerkt te worden dat de EKR weliswaar altijd significant negatief gecorreleerd is met totaalP, maar dat door een sterke correlatie tussen totaal P en chlorofyla bij een multivariabele regressie niet beide factoren significant bijdragen. Tabel 4. Rekenregels voor de EKR in relatie tot de relevante stuurvariabelen (zoemrgemiddelde waarden, chl=chlorofyla; SD = doorzicht; totN = totaalN; H is gemiddelde meerdiepte) 2

meertype

code

rekenregel

r

aantal meer

ondiepe

M11, M14

0.274 0.00162*chl + 0.386 * SD

0,68

122

matig diepe

M16, M20,

0.515 0.00341*chl + 0.065 * SD

0,49

47

zand/kleimeren

M21

ondiepe veenplassen

M25, M27

0.417 0.0554*totN 0.000611*chl + 0.432 SD/H

0,65

155

jaren zand/kleimeren

Betrouwbaarheid uitkomsten (terugvoorspelbaarheid) Abundantie De rekenregels voor abundantie geven een risicobenadering, namelijk die totaalN of totaalP concentratie waarbij de kans dat een gewenst chlorofyla gehalte wordt overschreden kleiner is dan een aanvaarbaar geacht risico, in dit geval dus kleiner dan 10%. Deze benadering wordt ook toegepast bij het afleiden van nutriëntennormen. Het aantal meerjaren waarop deze 90percentielen zijn gebaseerd verschillen tussen meertypen (zie tabel 3). Algenbloeien Om de terugvoorspelbaarheid te toetsen zijn aan individuele datapunten EKR klassen (slecht: 0.00.2, ontoereikend: 0.20.4, matig: 0.20.4, goed: 0.60.8, zeer goed*: 0.81.0) toegekend voor zowel de berekende als de waargenomen EKR. Figuur 1 laat zien dat voor alle drie de geclusterde meertypen in een meerderheid van de gevallen de EKR klasse juist voorspeld wordt, en dat een afwijking van meer dan één EKR klasse zeer zeldzaam is. Dit ondersteunt de gekozen invulling van de fytoplankton deelmaatlat soortensamenstelling. * de kwalificatie zeer goed komt niet voor daar de maximale score 0,7 is.




M11 & M14 (1.6%) (23.0%)

M16, M20 & M21

0

1

(0.6%)

(10.6%)

(20.5%)

(27.7%)

(10.3%)

(28.4%)

(60.6%)

(61.7%)

(54.9%)

1

M25 & M27

2

1

0

1

1

0

1

2

Figuur 1. Verschillen (uitgedrukt in aantal klassen) tussen voorspelde en gemeten EKR voor clusters van meren.

Factsheet Macrofauna zoete meren Watertypen De rekenregels uit deze factsheet zijn toepassing op de KRWtypen M5, M14, M20, M21, M23 en M27. Tabel 1 geeft een overzicht van de kenmerken van deze watertypen: Tabel 1: Kenmerken van watertypen uit deze factsheet Watertype

Buffercapaciteit

Diepte

Geologie

(meq/l))

(m)

(>50%)

M5: Ondiep lijnvormig water, open verbinding met rivier / geïnundeerd

14

<3

kiezel

M14: Ondiepe (matig grote) gebufferde plassen

14

<3

kiezel

M20: Matig grote diepe gebufferde meren

14

>3

kiezel

M21: Grote diepe gebufferde meren

14

>3

kiezel

M23: Ondiepe kalkrijke (grotere) plassen

n.v.t.

<3

kiezel

M27: Matig grote ondiepe laagveenplassen

n.v.t.

<3

organisch

Tabel 2 bevat een overzicht van de belangrijkste hydromorfologische ingrepen in zoete meren en hef effect van deze ingrepen op stuurvariabelen, macrofaunahabitat en maatlatparameter. Tabel 2: Effecten hydromorfologische ingrepen en chemische pressures op macrofauna Ingreep/pressure

Effect op stuurvariabelen

KM en DP

DN

Vast peilbeheer

Hydromorfologie, afname habitatareaal

Lozingen van milieuvreemde stoffen

Toxische effecten

Eutrofiëring o.a. door lozingen van

Meer primaire productie, periodiek zuurstoftekort en

nutriënten of invoer van gebiedsvreemd

direct toxische effecten, indirect habitat effect door

water

minder structuur

Baggeren, verdieping

Verdieping water, afname ondiep habitat

Recreatie

Morfologie habitat

Verlanding, verdroging

Morfologie habitat

Vermindering kwelwater

Verminderde buffering tegen verzuring

connectiviteit

Toename exoten, toename competitiestress

+

Scheepvaart

Opwervelen bodem maakt habitat ongeschikt




Sturende variabelen Directe relaties tussen stuurparameters en de maatlatscore zijn afgeleid op basis van echte metingen. Voor macrofauna in zoete meren is de belangrijkste sturende parameter het voorkomen van macrofyten. In het project ‘validatie en verdere optimalisatie KRWmaatlaatten voor de natuurlijke rivier en meertypen’ (Royal Haskoning, 2005) zijn de volgende hydromorfologische parameters aangeven als belangrijkste stuurvariabelen op de macrofaunamaatlat voor zoete meren: · breedte en dieptevariatie; · oeverbegroeiing; · oeververloop; · achtergrondvertroebeling (slib, detritus, substraat); · doorzicht; · substraat. Naast deze hydromorfologische parameters is de waterkwaliteit van belang voor de uiteindelijke score op de macrofaunamaatlat. De belangrijkste chemische parameters hierbij zijn: · zuurstof/BZV; · fosfaat; · stikstof. Voor meren is de breedte en dieptevariatie een bepalende parameter voor de beschikbaarheid van habitatareaal voor macrofauna. Daarnaast bepalen oeverbegroeiing, het areaal submerse begroeiing, het oeververloop en substraat de habitatkwaliteit van een meer. De kennis over de relatie van macrofauna met de habitatstructuur van de oever en golfslag is echter nog beperkt (Portielje et al., 2005), wat het ontwikkelen van rekenregels moeilijk maakt. Slib en detritus zijn stuurvariabelen die achtergrondvertroebeling bepalen. Vertroebeling kan verder veroorzaakt worden door hoge concentraties chlorofyla als gevolg van eutrofiëring, waarvoor fosfaat en stikstof stuurvariabelen zijn. Fosfaat is in zoete wateren meestal het element wat de grootste beperkingen geeft, stikstof blijkt van minder belang en wordt daarom weggelaten bij het opstellen van de rekenregels. Om een werkbare set rekenregels te krijgen is een selectie gemaakt van de parameters die de meeste invloed hebben op de maatlatscore en die daarnaast relatief eenvoudig te bepalen zijn. De volgende parameters zijn gekozen: · oeverinrichting (hellingshoek, gradiënt, begroeiing); · diepte; · doorzicht; · areaal submerse macrofyten; · totaal fosfaat; · BZV. Opzet maatlat De macrofaunamaatlat is opgebouwd uit kenmerkende (KM), positief dominante (DP) en negatief dominante taxa (DN) (Knoben et al., 2004 en Van der Molen, 2004). Toedeling van soorten aan deze groepen indicatoren heeft plaats gevonden op grond van de eigenschappen van soorten. Negatief dominante soorten zijn soorten die bij dominant voorkomen een slechte ecologische toestand indiceren. Handreiking Diagnostiek Error! Reference source not found.



Positief dominante soorten kunnen in de referentiesituatie dominant voorkomen. Kenmerkende soorten zijn soorten die in de referentiesituatie bij uitstek in het betrokken watertype voorkomen. De maatlat is opgebouwd uit drie parameters waarin de bovenstaande indicatoren zijn opgenomen: · DN % (abundantie); het percentage individuen behorende tot de negatief dominante indicatoren op basis van abundantieklassen; · KM % (aantal taxa); het percentage kenmerkende taxa; · KM % + DP % (abundantie); het percentage individuen behorende tot de kenmerkende en positief dominante indicatoren op basis van abundantieklassen. Met de scores van bovenstaande parameters wordt vervolgens in een formule de EKR uitgerekend. EKR = { 200*(KM%/KMmax) + (100DN%) + (KM%+DP%) } / 400 KMmax is hierbij het percentage kenmerkende soorten dat onder referentieomstandigheden mag worden verwacht. In bijlage 1 is de KMmax per watertype en de klassenindeling weergegeven. Relaties met maatregelen In de KRWverkenner kunnen maatregelen worden geselecteerd, waarna een verandering van de ecologische toestand van de verschillende kwaliteitselementen zichtbaar wordt. De meest effectieve maatregelen voor macrofauna in meren zijn gericht op het voorkomen van macrofyten (areaal submerse macrofyten), oeverinrichting en sanering van puntbronnen (tabel 3). De meeste maatregelen uit de verkenner hebben effect op een stuurvariabele waarvoor rekenregels worden afgeleid (tabel 3). In tabel 3 zijn de huidige maatregelen uit de KRWverkenner weergegeven. Hierbij is aangeven welke rekenregel (en dus stuurvariabele) gebruikt moet worden om het effect van de maatregel door te vertalen naar een effect op de maatlatscore (EKR). Voor macrofauna die afhankelijk is van macrofyten of oever is onnatuurlijk of zelfs omgekeerd peilbeheer een pressor omdat hierdoor potentieel areaal voor oevervegetatie verkleint en de morfologie van de oever verandert. Een meer natuurlijk peilbeheer vergroot het areaal en de heterogeniteit van de oevervegetatie. Voor bodemmacrofauna is verdieping (van enkele meters) een grote pressor. Met name in diepe putten in voedselrijke systemen treden zuurstofproblemen op na verdieping. Verontdieping of het terugdringen van de voedselrijkdom van het systeem kan de zuurstofconcentratie van het diepere systeem verbeteren (Portielje et al., 2005). Relaties van stuurvariabelen met EKR De KRWmaatlat voor macrofauna in meren focust voornamelijk op de kwaliteit van macrofauna in de oeverzone. De macrofauna in het grote areaal aan oppervlaktewater wordt minder zwaar gewogen. Als gevolg hiervan speelt de morfologie van de oeverzone een grote rol in de EKR van macrofauna in meren. Daarnaast is de kwaliteit van de macrofauna gemeenschappen in meren sterk verbonden met het voorkomen van macrofyten (zie Bijlage 2). Maatregelen die sturen op het voorkomen van waterplanten zullen het voorkomen van kenmerkende soorten macrofauna in hoge mate stimuleren en zullen daardoor het grootste effect hebben op de EKR van macrofauna.




Het is dus zinvol om voor meren de ecologische kwaliteitsbepaling van macrofauna te koppelen aan het voorkomen van macrofyten. Doordat de dataset (samengesteld uit gegevens uit Limnodata) welke maatlatscores van macrofauna aan die van macrofyten koppelt nog niet uitgebreid genoeg is, kunnen helaas nog geen rekenregels ontwikkeld worden voor de sturing van macrofauna door macrofyten. In bijlage 2 is een poging gedaan om met de huidig beschikbare data relaties af te leiden. Mogelijk kan in een later stadium overwogen worden deze analyse opnieuw uit te voeren en het voorkomen van macrofyten als stuurvariabele mee te nemen. In de sturing van macrofauna door macrofyten zal voornamelijk de abundantie van macrofyten een rol spelen en niet zozeer de soortensamenstelling. Een optie zou zijn om het voorkomen van macrofyten als stuurvariabele voor macrofauna in de verkenner op te nemen aan de hand van de formule die in fase 1 van de verkenner reeds is opgenomen en het begroeibaar areaal voor waterplanten berekent uit doorzicht en diepteverdeling van een meer (Portielje et al., 2005).

5

20

4

2

0

0

Good (n=1)

1

Moderate (n=30)

5


Good (n=19)

10

3

Moderate (n=40)

15

Poor (n=10)

diepte (m)

25

Poor (n=4)

diepte (m)

Mogelijke correlaties tussen fysischchemische stuurvariabelen en de EKR van macrofauna in meren zijn gezocht op basis van gegevens uit Limnodata (Figuur 1). Doorzicht blijkt een belangrijke factor te zijn; macrofauna ontwikkelt zich beter in helderder water. Bij doorzicht van meer dan een halve meter kan de klasse ‘goed’ gerealiseerd worden. De goede toestand wordt verder gekenmerkt door relatief lage chlorofyla waarden van minder dan 50 µg/l, een lage fosfaat en stikstofconcentratie (resp. <0.1 P/l en <2 N/l) en een lage BZV (<5). De parameters diepte, temperatuur en zuurstofconcentratie lijken minder bepalend te zijn.



Error! Reference source not found. 0.0

250

200

200

150

100

50

0

0

25

20 20

15

10

5

0 0

Handreiking Diagnostiek

98 Good (n=72)

0.0



High (n=12)

Good (n=101)

1.0

Moderate (n=172)

1.5

Poor (n=23)

2.0

doorzicht (m) 2.5

High (n=12)

0.5

Good (n=8)

Moderate (n=134)

2.5

Moderate (n=166)

250

chlorofyla (µg/l)

0.5

Poor (n=20)

doorzicht (m)

3.0

Good (n=101)

50

Poor (n=21)

Good (n=6)

Moderate (n=159)

Poor (n=30)

chlorofyla (µg/l)

3.0

Moderate (n=201)

25

Temperatuur ( o C)

5

Poor (n=27)

Good (n=12)

Moderate (n=197)

Poor (n=20)

o

Temperatuur ( C)

DIEPE MEREN ONDIEPE MEREN

2.0

1.5

1.0

150

100

15

10

0 5

0

150

50

0

Handreiking Diagnostiek


99


Error! Reference source not found. High (n=12)

10

High (n=12)

10

Good (n=98)

15

Good (n=98)

Good (n=47)

0 Moderate (n=162)

15

Moderate (n=197)

5

Poor (n=24)

15

BZV (mgO2/l)

10

Poor (n=27)

15

O2 (mg/l)

Good (n=6)

Moderate (n=107)

Poor (n=26)

BZV (mgO2/l)

20

Moderate (n=168)

100

O2 verzadiging (%)

Good (n=12)

Moderate (n=191)

Poor (n=20)

O2 (mg/l)

20

Poor (n=23)

Good (n=12)

Moderate (n=191)

Poor (n=13)

O2 verzadiging (%)

DIEPE MEREN ONDIEPE MEREN

10

5

0

5

0

150

100

50

8

8

0

0

1.0

0.8

0.8

0.4

0.0

0.0 Poor (n=27)

Good (n=6)

0.2

Moderate (n=162)

0.2

1.2

1.0

1.0 totaal P (mgP/l)

1.2

0.8 0.6 0.4

0.8 0.6 0.4

0.0

0.0 Good (n=6)

Poor (n=27)

0.2

Moderate (n=155)

0.2

Poor (n=31)

High (n=3)

0.4

0.6

High (n=12)

0.6

Good (n=89)

NH4 (mgN/l)

1.0

Moderate (n=138)

Poor (n=20)

Good (n=6)

2

Moderate (n=153)

2

Good (n=72)

4

Moderate (n=186)

4

6

Moderate (n=183)

6

Good (n=100)

totaal N (mgN/l)

10

Poor (n=26)

NH4 (mgN/l)

totaal P (mgP/l)

ONDIEPE MEREN

10

Poor (n=19)

totaal N (mgN/l)

DIEPE MEREN

Figuur 1: Correlaties tussen fysischchemische parameters en EKRmacrofauna

Uit deze analyse kon aan de hand van ranges en plafondwaarden een aantal rekenregels afgeleid worden (Tabel 4). Deze rekenregels zijn gebaseerd op de gevonden ranges, maximale en minimale waarden in de gebruikte dataset. Deze waarden en het aantal waarnemingen (nwaarden) worden weergegeven in Bijlage 3. De waarden weergegeven in de rekenregels geven aan bij welke waarden van een stuurvariabele geen overlap tussen verschillende klassen gevonden is, en dus onderscheidend zijn. Kanttekening is dat de waarden steunen op de data die geanalyseerd is, en de rekenregels dus niet algemeen hoeven te gelden.




Omdat de gebruikte data een groot deel van de Nederlandse meren vertegenwoordigt, is ervan uitgegaan dat de opgestelde rekenregels voor Nederlandse meren gelden. De rekenregels dienen eenzijdig toegepast te worden. Dit wil zeggen dat om de klasse ‘goed’ te kunnen bereiken in een ondiep meer bijvoorbeeld een doorzicht groter dan een halve meter nodig is, maar dat andersom een meer met dit doorzicht niet automatisch als ‘goed’ gekwalificeerd wordt. De waarden in de rekenregels bevatten alleen de waarden die als onderscheidend gelden. Met als gevolg dat nietonderscheidende waarden van een rekenregel niet kenmerkend voor een KRWklasse zijn en aan deze waarden dus geen klasse toegewezen kan worden. Een voorbeeld: een totaal fosfaat gehalte van 0.08 mgP/l in een diep meer valt niet binnen de onderscheidende waarden van klasse matig, maar valt ook niet zonder meer in de klasse ‘slecht’ of ‘ontoereikend’. Op basis van deze waarde kan geen klasse toegekend worden. De reden hiervoor is dat de ranges van ‘matig’ en ‘ontoereikend’ bij deze waarde nog overlap vertonen. Voor de nietonderscheidende waarden geldt dus dat ze in meerdere klassen voorkomen. De stuurvariabelen Chlorofyla en totaal stikstof lijken ook in diepe meren invloed te hebben. Het aantal waarnemingen in de klasse ‘goed’ voor diepe meren is echter te laag om voor deze parameters rekenregels te kunnen ontwikkelen. Tabel 4: Rekenregels voor macrofauna in meren

watertype

diepe meren

ondiepe meren

stuurvariabele doorzicht (m) total P (mgP/l) total N (mgN/l) chlorofyla NH4 (mgN/l) diepte (m) temperatuur (°C) O2 (mg/l) O2 verzadiging (%) BZV (mgO 2 /l) doorzicht (m) total P (mgP/l) total N (mgN/l) chlorofyla NH4 (mgN/l) diepte (m) temperatuur (°C) O2 (mg/l) O2 verzadiging (%) BZV (mgO 2 /l)

rekenregel slecht ontoereikend matig goed zeer goed <0.5 0.81.5 >1.5 >0.13 0.020.06 <0.02 <0.5 >0.5 >0.11 <0.11 >1.9 <1.7 >0.1 0.030.1 <0.03 <5

De stuurvariabelen worden in de afgeleide rekenregels van elkaar afzonderlijk beschouwd. Met behulp van multiple regression zou de relatieve invloed van de stuurvariabelen op de EKRbepaling verduidelijkt kunnen worden. Feit blijft dat de meest beperkende stuurvariabele de maximaal haalbare EKR bepaalt.




Factsheet Macrofauna stromende wateren Watertypen De kennisregels uit deze factsheet zijn van toepassing op de KRWtypen R5, R6, R10, R12, R14, R15 en R18 (tabel 1). Deze regels zijn ook van toepassing op permanente bovenlopen (R4, R9, R11, R13 en R17), omdat voor deze wateren nagenoeg dezelfde antropogene invloeden, stuurvariabelen, maatlatten en relaties tot maatregelen gelden. De grote rivieren, droogvallende bovenlopen en bronnen zijn minder vergelijkbaar. Tabel 1: Kenmerken van watertypen uit dit factsheet (Elbersen et al., 2003 en Van der Molen, 2004) Watertype

Stroomsnelheid

Breedte

Geologie

(cm/s)

(m)

(>50%)

R5: Langzaam stromende middenloop/benedenloop op zand

<50

38

Kiezel

R6: Langzaam stromend riviertje op zand/klei

<50

825

Kiezel

R10: Langzaam stromende middenloop/benedenloop op

<50

38

Kalk

R12: Langzaam stromende middenloop/benedenloop op veenbodem

<50

38

Organisch

R14: Snelstromende middenloop/benedenloop op zand

>50

38

Kiezel

R15: Snelstromend riviertje op kiezelhoudende bodem

>50

825

Kiezel

R18: Snelstromende middenloop/benedenloop op kalkhoudende

>50

38

Kalk

kalkhoudende bodem

bodem

Tabel 2 geeft een overzicht van de belangrijkste hydromorfologische ingrepen en chemische pressures in beken en riviertjes en het effect hiervan op macrofauna en maatlatparameters (zie ook paragraaf Opzet maatlat). Tabel 2: Effecten hydromorfologische ingrepen en chemische pressures op macrofauna Ingreep/pressure

Effecten op macrofaunahabitat

KM en DP

DN

Versnelde watertoevoer vanuit

Hoge afvoerpieken in natte tijden waardoor macrofauna

++

landbouw en stedelijkgebied

‘wegspoelt’ en weinig tot geen afvoer en stroming in ++

droge tijden. Kanalisatie en normalisatie

Vermindering stroming en substraatdiversiteit

Maaibeheer en baggeren

Verdwijnen natuurlijke structuren waardoor beschutting

verdwijnt Stuwen, sluizen en dammen

Veranderingen in afvoerverloop en afname

++

Periodiek zuurstoftekort

++

Verhoogde nutriëntengehalten vanuit

Meer primaire productie, periodiek zuurstoftekort en

++

landbouw en RWZI’s

directe toxische effecten

connectiviteit Lozing organisch afbreekbaar materiaal vanuit RWZI’s en overstorten (BZV)

/+ Geringe afname/toename soorten betreffende categorie /++ Matige afname/toename soorten betreffende categorie /+++ Sterke afname/toename soorten betreffende categorie




Sturende variabelen Er is onderzocht of directe relaties zijn af te leiden tussen stuurvariabelen en de maatlatscore op basis van metingen. In het project ‘Validatie en verdere optimalisatie KRWmaatlatten voor de natuurlijke rivier en meertypen’ (Royal Haskoning, 2005) zijn de volgende hydromorfologische parameters aangeven als belangrijkste stuurvariabelen op de macrofaunamaatlat: · meandering/sinuositeit; · breedte en dieptevariatie; · stroomsnelheid en stromingsdiversiteit; · oeverbegroeiing; · obstakels, i.e. hout en bladpakketten in de stroming zorgen diversiteit in stroomsnelheden en dienen als habitat; · substraat. De mate van meandering bepaalt voor een groot deel de diversiteit aan stroomsnelheid, breedte, en diepte en substraat. Hierdoor geeft meandering een goed beeld van de totale situatie. Belangrijke aanvullende parameters zijn stroomsnelheid en waterkwaliteit. De belangrijkste sturende chemische parameters zijn: · zuurstof / BZV; · fosfaat; · stikstof. In zoete wateren is fosfaat meer bepalend voor ecologische kwaliteit dan stikstof. Rekenregels De rekenregels voor macrofauna in stromende wateren zijn ontwikkeld aan de hand van een selectie van fysisch chemische parameters. De geselecteerde parameters hebben een grote invloed op de maatlatscore en zijn relatief eenvoudig te bepalen. De soortensamenstelling van macrofauna is zelden het gevolg van één stressor, maar wordt bepaald door een combinatie van stressoren. De volgende parameters zijn gekozen als stuurvariabelen: · fysisch: meandering en stroomsnelheid; · chemisch: totaal fosfaat en BZV. Substraat, oeverbegroeiing en obstakels zijn naast de geselecteerde parameters belangrijke stuurvariabelen voor macrofauna in beken. Deze parameters zijn echter moeilijk te bepalen en kwantificeren. Voor een deel komen deze parameters tot uiting in meandering: sterk meanderende beken hebben over het algemeen meer variatie in substraat en meer hoog opgaande begroeiing. Deze begroeiing resulteert in meer dood hout en blad in de beek. Rechtgetrokken beken liggen vaak in landbouwgebied waardoor er weinig hoog opgaande begroeiing langs de oever van de beek aanwezig is en de hoeveelheid dood hout en blad in het water verwaarloosbaar is. Beheer waarbij dood en levend plantenmateriaal uit de beek wordt verwijderd om een goede doorstroming te garanderen, draagt verder bij tot de reductie van dood hout en blad in het water. Voor elke parameter is een formule afgeleid die de maximaal haalbare EKR op de macrofaunamaatlat berekent (Tabel 3). Deze maximaal haalbare EKR is gebaseerd op plafondwaarden voor de stuurvariabelen. Voor alle parameters dient een waarde ingevuld te worden. De laagste EKRverwachting geldt als eindscore voor maximaal haalbare EKR. Deelscores mogen niet hoger zijn dan 1. Handreiking Diagnostiek Error! Reference source not found.



Indien de score hoger is, wordt deze gelijkgesteld aan 1. De stuurvariabele die de laagste EKRverwachting geeft, geldt als de bepalende stuurvariabele die door middel van maatregelen moet worden hersteld. Tabel 3: rekenregels voor berekening van de maximaal haalbare EKR aan de hand van stuurvariabelen Stuurvariabele

Rekenregel

Meandering (klasse)

EKR max = 0.2563Ln(meanderingsklasse) + 0.9385

Stroomsnelheid (cm/s)

EKR max = 0.1532Ln(stroomsnelheid) + 0.3999

langzaam stromend water Stroomsnelheid (cm/s)

EKR max = 0.1342Ln(stroomsnelheid) + 0.1753

snel stromend water Totaal fosfaat (mg/l)

EKR max = 0.1911Ln(Ptot) + 0.5613

BZV (mg O2/l)

EKR max = 0.4152Ln(BZV) + 1.2635

Voor de parameter stroomsnelheid verschilt de rekenregel voor langzaam stormende wateren met die voor snel stromende wateren. Voor de overige parameters is geen onderscheid gemaakt tussen snel en langzaam stromende wateren. Relaties met maatregelen In de KRWverkenner kunnen maatregelen worden geselecteerd welke effect hebben op de ecologische toestand van de verschillende kwaliteitselementen. Tabel 4 geeft de huidige maatregelen uit de KRWverkenner weer. Hierbij is aangegeven welke rekenregel (en welke stuurvariabele) gebruikt moet worden om het effect van de maatregel te vertalen naar een effect op de maatlatscore (EKR). Maatregelen gericht op meandering (en verwante stuurvariabelen), stroming en sanering van puntbronnen blijken het meest effectief voor macrofauna (Tabel 4). Vrijwel alle maatregelen uit de verkenner hebben effect op een van de stuurvariabelen. Op locaties waar hermeanderen geen optie is door bijvoorbeeld ruimtegebrek kunnen natuurvriendelijke oevers en natuurvriendelijk beheer voor een lichte ecologische verbetering voor macrofauna zorgen door het creëren van habitat (vooral in de vorm van vegetatie). Om het positieve effect van natuurvriendelijke oevers en natuurvriendelijk beheer tot uiting te laten komen in de maatlatscore kan een lichte verhoging van EKR doorgevoerd worden. Dit kan gedaan worden door het optellen van een vast getal van bijvoorbeeld 0.1 per maatregel. Huidige gekanaliseerde (vaak slechte of ontoereikende) beken zouden dan door de aanleg van natuurvriendelijke oevers en het uitvoeren van natuurvriendelijk beheer een klasse kunnen stijgen. Bij meer natuurlijk meanderende beken zijn deze maatregelen geen optie omdat deze beken over natuurlijke oevers beschikken die over het algemeen niet intensief beheerd worden.




Factsheet Macrofyten zoete meren Watertypen De rekenregels uit deze factsheet zijn toepassing op de KRWtypen M5, M14, M20, M21, M23 en M27. Een overzicht van de kenmerken van deze watertypen en de belangrijkste hydromorfologische ingrepen in deze wateren worden gegeven in de factsheet macrofauna zoete meren. Sturende variabelen Sturende variabelen voor macrofyten variëren voor de verschillende groeivormen (submers, emers, drijvend, flab en kroos). De soortensamenstelling wordt bepaald door een complex van waterkwaliteitsvariabelen en hydromorfologische variabelen. Uitgaande van de selectie van stuurvariabelen voor macrofyten in meren door experts (Portielje et al., 2005) lijken de volgende parameters de meest algemene stuurvariabelen voor macrofyten in meren: · doorzicht; · diepte; · concentratie P en N; · oeververloop (hellingshoek, lengte van de helling); · substraatsamenstelling. In meren is de grootste sturende factor fosfaatconcentratie. De soortspecifieke tolerantieranges voor P zijn over het algemeen vrij breed. Op basis van deze tolerantieranges is voor iedere plantensoort te voorspellen of deze bij een bepaalde waarde van P voor kan komen. Aan de hand van de maatlat soortensamenstelling is vervolgens te voorspellen wat de EKR zou kunnen zijn aan de hand van het voorkomen van bepaalde kensoorten. Het probleem met deze methode is dat de score van een kensoort afhankelijk is van abundantie en watertype. Dit maakt het koppelen van de EKR aan het percentage voorkomende soorten speculatief. Doorzicht is de tweede invloedrijke stuurvariabele. Fostaat bepaalt, via de ontwikkeling van chlorofyla, voor een groot deel het doorzicht. Verder speelt waterdiepte een rol omdat met de toename van diepte de lichtintensiteit afneemt. Turbiditeit en verbraseming beperken doorzicht doordat ze vertroebeling veroorzaken. Empirische analyse stuurvariabelen Net als bij stromende wateren zijn in de beschikbare dataset met vegetatie opnamen van meren niet of nauwelijks locaties aan te wijzen waar chemie en macrofyten samenstelling gezamenlijk zijn opgenomen. Ook hier scoort het merendeel van de monsters niet hoger dan de klassen ‘slecht’ of ‘ontoereikend’ op de KRWmaatlat voor macrofyten en ontbreken de kwalificaties ‘goed’ en ‘zeer goed’. De data is dus niet toereikend om rekenregels voor de EKR af te leiden op basis van empirische relaties met stuurvariabelen. Een poging om kwantitatieve relaties van de EKR met stuurvariabelen te analyseren kan ondernomen worden op het moment dat er voldoende data beschikbaar zijn, welke verzameld zijn volgens de KRWmonitoringsmethoden. Met de schaars beschikbare data is desondanks getracht correlaties tussen stuurvariabelen en ecologische kwaliteit af te leiden. Een relatieve kwaliteitsrange van ‘slecht’ naar ‘zeer goed’ is verkregen door de EKRscoren van vegetatieopnamen ten opzichte van elkaar te beschouwen en in te delen in categorieën (00.2, 0.20.4, 0.40.6, 0.60.8 en 0.81). Handreiking Diagnostiek Error! Reference source not found.



De meren in de dataset scoren op de eigenlijke EKRschaal volgens de KRWcriteria geen van allen boven de KRWklasse ‘matig’. De hoogst behaalde EKRscore is 0.61. Deze score is in de relatieve kwaliteitsrange gelijkgesteld aan 1 (relatief beste kwaliteit). Alle andere scores zijn vervolgens gedeeld door 0.6, zodat een relatieve kwaliteitsrange van 0 tot 1 verkregen wordt. Figuur 1 geeft de cumulatieven weer van de geconstrueerde range van macrofyten monsters. De stuurvariabelen doorzicht, chlorofyla, totaal fosfaat en totaal stikstof blijken het meest bepalend voor de onderlinge verschillen in ecologische kwaliteit, omdat de curven voor de verschillende kwaliteitscategorieën voor deze variabelen het minst overeenkomen. De onderscheidende waarden van deze stuurvariabelen kunnen echter niet geïmplementeerd worden in rekenregels, omdat deze waarden niet gekoppeld zijn aan de EKR volgens KRWrichtlijnen.

Figuur 1: Percentueel cumulatief verloop van gemeten waarden van diverse fysischchemische stuurvariabelen uitgezet per kwaliteitscategorie (00.2, 0.20.4, 0.40.6, 0.60.8 en 0.81)




Chlorofyla als bepalende factor In diverse studies wordt chlorofyla beschreven als belangrijkste stuurvariabele voor het voorkomen van submerse macrofyten in meren (Portielje, 2005; Penning et al., 2006; M. van den Berg, in prep). Chlorofyla beïnvloedt doorzicht en zo ook lichtintensiteit op de bodem van het meer. Bovendien is de invloed van de stuurvariabele fosfaat, en in mindere mate stikstof, op de EKR van macrofyten voornamelijk te wijten aan de ontwikkeling van algen (chlorofyla) bij hoge fosfaatconcentraties. De invloed van de belangrijkste fysischchemische stuurvariabelen loopt dus indirect via de abundantie van chlorofyla (Portielje, 2005). Vanuit deze optiek zou het zinvol zijn om in de Verkenner de EKRverwachting voor macrofyten in meren te koppelen aan de rekenregels voor fytoplankton. Aanvullend zullen rekenregels opgesteld moeten worden voor de hydromorfologische stuurvariabelen oeververloop, diepte en substraatsamenstelling. De correlatie van ecologische kwaliteit van macrofyten met chlorofyla is bestudeerd voor gegevens uit de Limnodata (Figuur 2 & 3). Uit de analyse van deze data zijn geen rekenregels af te leiden, omdat de regressiecoëfficiënt erg laag is (Figuur 2, R 2 =0.0137). Wanneer de analyse gedaan wordt aan de 95percentielen van de gemeten waarden voor de aangepaste kwaliteitsrange (Figuur 3), wordt een correlatie met een hogere regressiecoëfficiënt (R 2 =0.715) gevonden. Omdat de analyse aan gecorrigeerde data is gedaan, kan ook deze rekenregel niet toegepast worden in de Verkenner. Wellicht dat in een later stadium van de Verkenner, wanneer meer data voor macrofyten beschikbaar is, een rekenregel voor chlorofyla als directe stuurvariabele voor EKR van macrofyten opgesteld kan worden. Vooralsnog lijkt het koppelen van de EKR van fytoplankton aan die van macrofyten het beste alternatief. y = 0.0162Ln(x) + 0.223

1.0

2

R = 0.0137

EKR

0.8 0.6 0.4 0.2 0.0 0

100

200

300

400

500

chlorofyla (µg/l) Figuur 2: correlatie van ecologische kwaliteit van macrofyten met chlorofyla




250 y = 50.546Ln(x) + 198.68 chlorofyla (µg/l)

2

R = 0.7147

200 150 100 50

0.8 1.0

0.6 0.8

0.4 0.6

0.2 0.4

0.0 0.2

0

Figuur 3: Chlorofyla concentratie in het water ten opzichte van ecologische kwaliteitscategorieën voor de aangepaste kwaliteitsrange

Maatregeleffect inschatten op basis van KRWdeelmaatlatten Een studie naar de bruikbaarheid van deelmaatlatten voor het bepalen van maatregeleffect op de EKR van macrofyten is beschreven in Bijlage 1. De conclusies van deze studie zijn samengevat per deelmaatlat in onderstaande teksten: Deelmaatlat soortensamenstelling Rekenregels voor maatregeleffecten op EKR via soortensamenstelling van macrofyten zijn lastig te ontwikkelen. Klassengrenzen zijn gerelateerd aan de totaalscore van de deelmaatlat soortensamenstelling (Bijlage 1: Figuur 5). Om een indicatie te kunnen geven van maatregeleffecten op de EKR van macrofyten kunnen verwachte veranderingen in voorkomen van soorten na uitvoeren van de maatregel vertaald worden in een gewijzigde score op de deelmaatlat soortensamenstelling. Met behulp van de klassengrenzen (Bijlage 1: Figuur 5) kan geschat worden welke klasse bereikt kan worden na uitvoer van de maatregel. Het probleem is echter dat de Verkenner geen mogelijkheid biedt om soortensamenstellingen te analyseren. Expert judgement zou een vertaalslag kunnen maken van verwachte wijzigingen in soortvoorkomen naar veranderingen in de maatlat ‘soortsamenstelling’. In de Verkenner kan maatregeleffect dan via de variabele ‘score soortensamenstelling’ (gebaseerd op expert judgement) gekoppeld worden aan EKR. De waterplanten in de soortensamenstellinglijsten zijn indicatoren van een veranderende ecologische kwaliteit. Als bijvoorbeeld een water met een zeer slechte waterkwaliteit in waterkwaliteit verbetert, reageren Callitriche en Charasoorten met een toename in abundantie. Tabel 4 maakt duidelijk wat de rol van de soorten in de lijst is voor verschillende watertypen. De indicatieve waarde van een soort varieert per watertype. De soorten in de soortenlijst voor meren zijn allemaal kensoorten voor bepaalde watertypen. In tabel 4 is het aandeel dat een soort heeft in de deelmaatlatscore van een watertype weergegeven als percentage van de maximaal haalbare score. Grijs gemarkeerde percentages onder het kopje geven aan dat een soort veel bijdraagt aan de EKRscore van een bepaald watertype. Een klein aantal soorten fungeert als universele indicator, de indicatieve rol van de meeste soorten is Handreiking Diagnostiek Error! Reference source not found.



echter gebonden aan watertype. Experts zouden kunnen overwegen om de vertaalslag van maatregeleffect naar EKR te baseren op de relatief zwaar wegende indicatoren. Deelmaatlat abundantie groeivormen Als de soorten beschreven in de deelmaatlat soortensamenstelling (Tabel 4) ingedeeld worden naar groeivorm, blijkt dat 74% van de karakteristieke soorten voor meren een submerse groeivorm heeft en dat submerse soorten zorgen voor >75% van de maximaal haalbare score op de deelmaatlat soortensamenstelling in alle abundantieklassen (Figuur 7). Een verschuiving naar meer karakteristieke soorten in een watersysteem zal waarschijnlijk een toename van het areaal submerse groeivormen betekenen. De EKR zal dus voornamelijk toenemen door maatregelen uit te voeren die de ontwikkeling van submerse soorten stimuleren. Conclusie: uiteindelijke rekenregel Na discussie met experts in peer review is besloten om de EKR van macrofyten te baseren op het voorkomende areaal submerse macrofyten, omdat aangenomen werd dat de deelmaatlat soortensamenstelling een vergelijkbaar beeld geeft voor de EKR als de deelmaatlat abundantie groeivormen. Dit potentiële areaal wordt berekend door een rekenregel die reeds in de Verkenner is opgenomen en beschreven is door J.T. Vulink in de Infobladen voor hydromorfologische stuurvariabelen (Portielje et al., 2005). Deze rekenregel voorspelt het begroeibare areaal voor submerse planten aan de hand van doorzicht en diepte verdeling van een meer. Factsheet Macrofyten stromende wateren Watertypen De informatie uit deze factsheet is van toepassing op de KRW typen R4, R5, R6, R10, R14, R15 en R18 (tabel1). Het zijn de watertypen die voldoen aan het criterium om te worden gerapporteerd aan Brussel (stroomgebied groter dan 10km 2 ). Verreweg de meeste beken behoren tot de categorieën R5 en R6 en in mindere mate tot type R14. Een overzicht van de kenmerken van deze watertypen en de belangrijkste hydromorfologishe ingrepen in deze wateren worden gegeven in de Factsheet macrofauna stromende wateren. Sturende variabelen Om een overzichtelijke, werkbare set rekenregels te kunnen verkrijgen is een selectie gemaakt van de parameters die naar verwachting de meeste invloed hebben op de maatlatscore en die daarnaast relatief eenvoudig te bepalen zijn: · meandering; · stroomsnelheid; · beschaduwing; · chemie: totaalfosfaat; BZV. De mate van meandering bepaalt een groot deel van de diversiteit aan stroomsnelheid en substraat en daarmee de differentiatie aan niches waar planten kunnen groeien. De stroomsnelheid werkt discriminerend op de soortensamenstelling; zo kunnen soorten als kroos en algen zich amper ontwikkelen bij hogere stroomsnelheden. Beschaduwing is afhankelijk van de inbedding in het landschap.




In stromende wateren blijkt vooral fosfaat de beperkende factor te zijn voor de ontwikkeling van de vegetatie en daarmee de primaire productie. Een te hoge belasting zorgt voor uitgesproken soortenarme begroeiingen. Zowel puntlozingen (overstorten, RWZI) als diffuse bronnen (uit en afspoeling) zijn bronnen van fosfaat. Deze bronnen dragen ook bij aan een hoge slibvracht en lage BZV’s. Empirische analyse stuurvariabelen Er zijn niet of nauwelijks locaties aan te wijzen waar chemie en macrofyten samenstelling gezamenlijk zijn opgenomen. Van de beschikbare vegetatieopnamen zijn de meeste niet bemonsterd volgens de methode voorgeschreven door de KRWmaatlat. Op basis van beschikbare data is gezocht naar locaties met een uitgebreide vegetatieopname waarvan de monsterpunten voor chemie, hydromorfologie en soortensamenstelling zich binnen een straal van 1500m in dezelfde waterloop bevinden. De datasets van de Beken Werkgroep Nederland (BWN) boden de meest uitgebreide soortenlijsten en waterkwaliteitsmetingen. Het aldus gevormde bestand werd voldoende representatief geacht en bevat 166 waarnemingen, verdeeld over verschillende stroomgebieden in Nederland. Het bestand bevat zowel relatief snel stromende als langzaam stromende boven en beneden/middenlopen en riviertjes. Op basis hiervan is gezocht naar directe empirische relaties van de EKR met fysischchemische stuurvariabelen. Van de geselecteerde monsters scoorde 95% niet hoger dan de klassen ‘slecht’ of ‘ontoereikend’ (Figuur 1). De kwalificaties ‘goed’ en ‘zeer goed’ ontbreken geheel. De data is dus niet toereikend om rekenregels voor de EKR af te leiden op basis van empirische relaties met stuurvariabelen. Een nieuwe poging om relaties van de EKR met stuurvariabelen te analyseren kan ondernomen worden op het moment dat er voldoende data beschikbaar zijn, welke verzameld zijn volgens de KRW monitoringsmethoden.

Goed 0% Matig 5%

Zeer goed 0%

Ontoereikend 25%

Slecht 70%

Figuur 1: Klassenverdeling macrofytenmaatlatscores volgens de deelmaatlat soortensamenstelling (n = 166).




Met de schaars beschikbare data is desondanks getracht correlaties tussen stuurvariabelen en ecologische kwaliteit af te leiden. Een relatieve kwaliteitsrange van ‘slecht’ naar ‘zeer goed’ is verkregen door de EKRscoren van vegetatieopnamen ten opzichte van elkaar te beschouwen en in te delen in categorieën (00.2, 0.20.4, 0.40.6, 0.60.8 en 0.81). De stromende wateren in de dataset scoren op de eigenlijke EKR schaal volgens de KRWcriteria geen van allen boven de KRWklasse ‘matig’. De hoogst behaalde EKRscore is 0.63. Deze score is in de relatieve kwaliteitsrange gelijkgesteld aan 1 (relatief beste kwaliteit). Alle andere scores zijn vervolgens gedeeld door 0.6, zodat een relatieve kwaliteitsrange van 0 tot 1 verkregen wordt. Figuur 2 geeft de cumulatieven weer van de geconstrueerde range van macrofyten monsters. De stuurvariabelen stroomsnelheid, meandering, totaal fosfaat en BZV blijken het meest bepalend voor de onderlinge verschillen in ecologische kwaliteit, omdat de curven voor de verschillende kwaliteitscategorieën voor deze variabelen het minst overeenkomen. De onderscheidende waarden van deze stuurvariabelen kunnen echter niet geïmplementeerd worden in rekenregels, omdat deze waarden niet gekoppeld zijn aan de EKR volgens KRWrichtlijnen.




Figuur 2: Percentueel cumulatief verloop van gemeten waarden van diverse fysischchemische stuurvariabelen uitgezet per kwaliteitscategorie (00.2, 0.20.4, 0.40.6, 0.60.8 en 0.81)

Maatregeleffect inschatten op basis van KRWdeelmaatlatten Een studie naar de bruikbaarheid van deelmaatlatten voor het bepalen van maatregeleffect op de EKR van macrofyten is beschreven in Bijlage 1. De conclusies van deze studie zijn samengevat per deelmaatlat in onderstaande teksten:




Deelmaatlat soortensamenstelling Rekenregels voor maatregeleffecten op EKR via soortensamenstelling van macrofyten zijn lastig te ontwikkelen. Klassengrenzen zijn gerelateerd aan de totaalscore van de deelmaatlat soortensamenstelling (Bijlage 1: Figuur 3). Om een indicatie te kunnen geven van maatregeleffecten op de EKR van macrofyten, kunnen verwachte veranderingen in voorkomen van soorten na uitvoeren van de maatregel vertaald worden in een gewijzigde score op de deelmaatlat soortensamenstelling. Met behulp van de klassengrenzen (Figuur 3) kan geschat worden welke klasse bereikt kan worden na uitvoer van de maatregel. Het probleem is echter dat de Verkenner geen mogelijkheid biedt om soortensamenstellingen te analyseren. Expert judgement zou een vertaalslag kunnen maken van verwachte wijzigingen in soortvoorkomen naar veranderingen in de maatlat ‘soortsamenstelling’. In de Verkenner kan maatregeleffect dan via de variabele ‘score soortensamenstelling’ (gebaseerd op expert judgement) gekoppeld worden aan EKR. De waterplanten in de soortensamenstellinglijsten zijn indicatoren van een veranderende ecologische kwaliteit. Als bijvoorbeeld een water met een zeer slechte waterkwaliteit in waterkwaliteit verbetert, reageren Callitriche en Charasoorten met een toename in abundantie. Tabel 4 maakt duidelijk wat de rol van de soorten in de lijst is voor verschillende watertypen. De indicatieve waarde van een soort varieert per watertype. Zo kan een soort voor een bepaald watertype als kensoort gelden, terwijl dezelfde soort voor een ander watertype als woekersoort geldt (bijv. Potamogeton crispus) of niet voorkomt in de soortenlijst (bijv. Nymphea alba). In tabel 4 (Bijlage 1) is het aandeel dat een soort heeft in de deelmaatlatscore van een watertype weergegeven als percentage van de maximaal haalbare score. Grijs gemarkeerde percentages onder het kopje geven aan dat een soort veel bijdraagt aan de EKRscore van een bepaald watertype. Een klein aantal soorten fungeert als universele indicator, de rol van de meeste soorten is echter gebonden aan watertype. Experts zouden kunnen overwegen om de vertaalslag van maatregeleffect naar EKR te baseren op de relatief zwaar wegende indicatoren. Deelmaatlat abundantie groeivormen Als de soorten beschreven in de deelmaatlat soortensamenstelling (Bijlage 1: Tabel 4) ingedeeld worden naar groeivorm, blijkt dat 62% van de karakteristieke soorten voor rivieren een submerse groeivorm heeft en dat submerse soorten zorgen voor >75% van de maximaal haalbare score op de deelmaatlat soortensamenstelling in alle abundantieklassen (Bijlage 1: Figuur 5). Een verschuiving naar meer karakteristieke soorten in een watersysteem zal waarschijnlijk een toename van het areaal submerse groeivormen betekenen. De EKR zal dus voornamelijk toenemen door maatregelen uit te voeren die de ontwikkeling van submerse soorten stimuleren. Conclusie: uiteindelijke rekenregel Na discussie met experts in peer review is besloten om de EKR van macrofyten te baseren op het voorkomende areaal submerse macrofyten, omdat aangenomen werd dat de deelmaatlat soortensamenstelling een vergelijkbaar beeld geeft voor de EKR als de deelmaatlat abundantie groeivormen. Dit potentiële areaal wordt voor macrofyten in meren berekend door een rekenregel die reeds in de Verkenner is opgenomen en beschreven is door J.T. Vulink in de Infobladen voor hydromorfologische stuurvariabelen (Portielje et al., 2005). Deze rekenregel voorspelt het begroeibare areaal voor submerse planten aan de hand van doorzicht en diepte verdeling van een meer. Voor macrofyten in stromende wateren is deze rekenregel niet bruikbaar. Handreiking Diagnostiek Error! Reference source not found.



Daarnaast is vrijwel geen data beschikbaar over het bedekkingspercentage van submerse waterplanten in stromende wateren, waardoor het ontwikkelen van rekenregels gebaseerd op het areaal van submerse waterplanten op dit moment niet mogelijk is. Aan de hand van deze argumenten is besloten om nog geen rekenregels voor macrofyten in stromende wateren op te nemen in de Verkenner. Factsheet Vis in zoete meren Watertypen De rekenregels in deze factsheet zijn opgesteld op basis van één systematiek gebaseerd het voorkomen van vishabitats. Deze systematiek is toepasbaar voor de KRWtypen M1 en M8 (sloten), M6 (kanalen) en M14, M25 en M27 (meren). Twee watertypen zijn buiten beschouwing gelaten, namelijk M7 (grote diepe kanalen) en M30 (zwak brakke wateren). Voor het watertype M7 wordt geconcludeerd dat de huidige KRWmaatlat niet geschikt is. Het watertype M30, dat met name gekenmerkt wordt door het chloridegehalte (0,3 – 3 mg/l) wordt in mindere mate bepaald door het voorkomen van habitats. Voor de vis is vooral de aanwezigheid van verbindingen met zoete wateren en de zee bepalend. Op dit moment is het nog niet mogelijk om hiervoor rekenregels af te leiden. Voor sloten zijn nog geen maatlaten afgeleid. Hiervoor wordt voorlopig een met de kanalen vergelijkbare systematiek gebruikt. Tabel 1 geeft een overzicht van de kenmerken van de watertypen: Tabel 1: Kenmerken van Mwatertypen uit deze factsheet Watertype

Buffercapaciteit

Diepte

Breedte

Geologie

(meq/l))

(m)

(m)

(>50%)

14

n.v.t.

<8

kiezel

M6: Grote ondiepe kanalen

n.v.t.

n.v.t.

>15

kiezel

M8: Gebufferde laagveensloten

14

n.v.t.

<8

veen

M14: Ondiepe (matig grote) gebufferde plassen

14

<3

n.v.t.

kiezel

M25: Ondiepe laagveenplassen

14

<3

n.v.t.

veen

M27: Matig grote ondiepe laagveenplassen

n.v.t.

<3

n.v.t.

organisch

M1: Gebufferde sloten (overgangssloten, sloten in rivierengebied)

Antropogene invloeden Voor vissen in zowel meren, kanalen als sloten wordt een habitatbenadering gehanteerd. Voor deze wateren geldt dat in het algemeen de nutriëntenbelasting, inrichting en beheer bepalend zijn voor de ecologische toestand van het watersysteem en het voorkomen van habitats. De ecologische toestand is in het algemeen ofwel helder en plantenrijk, ofwel troebel en algenrijk. De eerste toestand wordt gekenmerkt door de aanwezigheid van verschillende habitats (waterplanten, oeverplanten, helder open water) voor vis en daardoor een gevarieerde vissamenstelling. De tweede toestand wordt gekenmerkt door de dominantie van een beperkt aantal algemene soorten als brasem (troebel open water, verder geen habitats). In onderstaande afbeelding is schematisch weergegeven hoe de antropogene invloeden via de stuurvariabelen (volgende paragraaf) inwerken op het voorkomen van verschillende habitats (14, verder ingevuld voor meren). Deze habitats zijn gerelateerd aan de indicatoren die bepalend zijn voor de score op de maatlat voor vis.




De “abundantieindicatoren” beoordelen ieder de kwaliteit van een deel van het watersysteem. Het aantal soorten is indicatief voor de diversiteit van het systeem als geheel. Afbeelding 1. Schematisatie van systematiek die ten grondslag ligt aan rekenregels

Antropogene invloeden

stuurvariabelen

habitats

1

&

2

3 Plantm innende vis

4 O2tolerant

Baars + blankvoorn Brasem

Totaal aantal soorten

visgem eenschappen

Indicatoren/maatlat

De volgende habitats kunnen worden onderscheiden: · open water, troebel, dominantie door algen (1); · open water, helder, dominantie door submerse vegetatie (2); · emergente vegetatie die als paai en winterhabitat dient (3); · aanwezigheid van productieve, verlandende of moerassige zones (4). Ondiepe plassen (M14, M25, M27) Ondiepe plassen in Nederland worden in het algemeen gekenmerkt door met name het onnatuurlijke peilbeheer (d.w.z. lagere waterstanden in de winter dan in de zomer) gericht op de veiligheid en landbouw, slecht ontwikkelde oeverzones door bijv. beschoeiingen, een gefragmenteerd achterliggend hydrologisch systeem en (historisch) verhoogde nutriëntenbelastingen. Gevolgen: · aanvoer van gebiedsvreemd water ten behoeve van vast peilbeheer leidt vaak tot verslechtering van de waterkwaliteit, à dominantie van algen in het open water; · onnatuurlijk peilbeheer biedt geen tot weinig potentie voor de ontwikkeling van: submerse waterplanten: hoge waterstanden in de zomer à minder licht op de bodem; emergente vegetatie: mechanische belasting door golven, geen droogval à geen kieming; moeras of verlandingszones, à geen retentie van nutriënten in verstromingsvlakten. · oevers zijn vaak beschoeid, ondiepe zones zijn vaak afwezig: à geen/weinig oeverplanten. Handreiking Diagnostiek Error! Reference source not found.



Grote ondiepe kanalen (M6) Hiervoor geldt in grote lijnen hetzelfde als voor ondiepe plassen. Doordat kanalen lijnvormig zijn, is het aandeel oevers van nature groter dan bij meren. Met name plantminnende vis profiteert hiervan. De oevers zijn echter beschoeid voor met name de recreatievaart, waardoor oeverontwikkeling achterwege blijft. De recreatievaart kan verder zorgen voor extra turbulentie (vertroebeling door opwerveling bodemslib). Dit heeft een negatieve invloed op de ontwikkeling van submerse vegetatie. Andere beïnvloedingsfactoren zijn een verhoogde nutriëntenbelasting door lozingen (o.a. RWZI´s) en diffuse bronnen (met name landbouwpolders) ten opzichte van meren. Gevolgen: · beschoeiing van oevers verhindert de ontwikkeling van oeverplanten, à geen oeverplanten; · verhoogde nutriënten belasting, recreatievaart à troebeling door opwerveling van slib of algengroei in het open water, à geen ondergedoken waterplanten. Sloten op zand en veen (M1/M8) Voor sloten geldt hetzelfde als voor ondiepe kanalen m.u.v. recreatievaart. De aanwezigheid van verlandende en moerassige vegetatie (habitat 4 in afbeelding 1) is voor sloten karakteristiek en voor met name zuurstoftolerante vissen van belang. Hiervoor is een natuurlijk peil in combinatie mate flauwe taluds van belang. Door de landbouw wordt juist een omgekeerd peil nagestreefd. Samen met de hoge nutriëntenbelasting zorgt dit voor dominantie van kroos. Gevolgen: · beschoeiing van oevers verhindert de ontwikkeling van oeverplanten, à geen oeverplanten; · verhoogde nutriëntenbelasting, à dominantie van kroos in het open water; · onnatuurlijk peilbeheer, à gering aandeel verlandende en moerassige vegetatie. In tabel 2 is een overzicht gegeven van het effect van ingrepen op verschillende stuurvariabelen, habitats en vervolgens op maatlatindicatoren. Veel ingrepen zijn niet direct te relateren aan een toe of afname. Toename van nutriënten kan in een oligotrofe situatie bijvoorbeeld leiden tot een toename van waterplanten. Onderstaande tabel gaat uit van het effect van een ingreep in een mesotrofe situatie, de referentie voor de meeste Mtypen.




Tabel 2: Effecten hydromorfologische ingrepen en chemische pressures op vis Ingreep/pressure

Effect op stuurvariabelen

% brasem

% baars +

%

%

aantal

blankvoorn plantminnen zuurstoftoler soorten Peilbeheersing

de vis

ante vis

+

+

++

+

++

+

afname zuurstofgehalte

+

toxische stoffen

+

+

+

+

+

+

+

+

direct: afname areaal emergente

+

vegetatie indirect: afname helderheid als gevolg ++ van toename interne en externe nutriëntenbelasting (inlaat nutriënten en ionenrijk water), afname areaal submerse vegetatie Grondwateronttrekkingen afname helderheid als gevolg van afname kwelinvloed (afname toevoer ijzerrijk grondwater en meer inlaat), afname areaal submerse vegetatie Lozingen

afname helderheid als gevolg van toename (externe) nutriëntenbelasting, afname areaal submerse vegetatie

Baggeren

positief óf negatief effect op helderheid + via zwevend stof en nalevering nutriënten vanuit waterbodem

Verdiepen

afname areaal submerse vegetatie (minder ondiep habitat), toename helderheid (sedimentatie slib+algen)

Kunstwerken/ barrières

afname connectiviteit

+

+

+

+

Scheepvaart

afname areaal emergente vegetatie,

+

afname helderheid als gevolg van turbulentie, afname areaal submerse vegetatie

Sturende variabelen De sturende variabelen voor het kwaliteitselement vis zijn bepalend voor het voorkomen van vishabitats. Het voorkomen van habitats wordt bepaald door de inrichting, de nutriëntenbelasting en het beheer. Enerzijds gaat het erom dat er fysiek potentie is voor de ontwikkeling van water en oeverplanten (welke bepaald wordt door met name de diepteverdeling). Anderzijds moet de nutriëntenbelasting voldoende laag zijn om ook daadwerkelijk plantengroei mogelijk te maken. Dit laatste heeft te maken met het ecologisch evenwicht in het water ofwel de ecologische toestand (helder en plantenrijk of troebel en algenrijk). In dit ecologisch evenwicht spelen ook de andere kwaliteitselementen een belangrijke rol. Voor de ontwikkeling van oeverplanten en verlandingsvegetaties is daarnaast het peilbeheer van belang. In stilstaande wateren zijn alle biologische kwaliteitselementen medesturend voor de ecologische toestand door hun rol in het voedselweb. Hierbij kan worden gedacht aan o.a. de filterende werking van watervlooien en mossels, predatie op watervlooien door planktivore vis en de rol van waterplanten in nutriëntendynamiek.




De sturende variabelen die bepalend zijn voor de ecologische toestand zijn ook direct sturende variabelen voor de abundantie van waterplanten en algen. De vissamenstelling weerspiegelt de aanwezigheid van de verschillende habitats (combinatie van waterplanten en algen) en is medebepalend voor de ecologische toestand (wel of geen algendominantie). Ondiepe plassen (M14, M25, M27) De ecologische toestand is een resultante van stofconcentraties en inrichting. Belangrijkste factor is de aanwezigheid van waterplanten. Het voorkomen van waterplanten wordt in grote mate bepaald door het doorzicht. Doorzicht wordt bepaald door de nutriëntenbelasting en de morfologie. Belasting door P en N van buiten en binnen (nalevering bodem) het systeem leidt tot een bepaalde nutriëntenconcentraties (o.a. Vollenweider 1979, RIZA 2004). In zoete plassen wordt chlorofyla in het algemeen gestuurd door concentratie P, omdat P vaak in beperkte mate voor algen beschikbaar is. Als blijkt dat het systeem Ngelimiteerd is dan wordt hiervoor gecorrigeerd. De concentraties N en P (afhankelijk van welke van de twee limiterend is) bepalen de potentiële hoeveelheid chlorofyla, uitgaande van de 90percentiel waarde, zoals in de factsheet fytoplankton is uitgewerkt. Het doorzicht wordt vervolgens bepaald door chlorofyla, kleuring van het water door humuszuren en zwevend stof (Buiteveld 1990). Aan de hand van het doorzicht (Scheffer 1998) en de gemiddelde diepte kan berekend worden welk deel van de bodem wordt bereikt door licht. Verondersteld wordt dat dit deel van de bodem begroeid is met waterplanten. Als er gevaren wordt op het waterlichaam wordt een correctie gemaakt voor de begroeiing door waterplanten, omdat condities voor de groei van waterplanten verslechteren (o.a. verslechtering substraat, vermindering doorzicht). Het oppervlak begroeid met oeverplanten volgt uit de hoeveelheid ingerichte natuurvriendelijke oever + moeras + helofytenveld. Ook hier wordt een correctie gemaakt indien er gevaren wordt op het waterlichaam. In dit geval gaat het vooral om golfslag als gevolg van vaarverkeer. Grote ondiepe kanalen (M6) Binnen de KRWtypologie voor de Nederlandse oppervlaktewateren vallen kanalen onder de meren (Elbersen e.a. 2003). Alle stagnante, lijnvormige wateren met een breedte van meer dan 8 meter worden volgens die indeling tot de kanalen gerekend. Grote ondiepe kanalen zijn kunstmatige waterlichamen, maar functioneren naar verwachting ongeveer hetzelfde als de ondiepe plassen met het verschil dat kanalen lijnvormig zijn, waardoor het aandeel oevers groter is en daarnaast meer ´doorgespoeld´ worden. Aangenomen wordt echter dat ook in ondiepe kanalen de interne processen een belangrijke invloed hebben op de ecologische toestand. Ten opzichte van de ondiepe plassen zijn dan ook dezelfde relaties gebruikt, maar met een iets andere invulling. Zo is een aangepaste relatie gebruikt voor het verband tussen concentratie N en P en chlorofyla. Er wordt minder algengroei verwacht in een ondiep kanaal dan in een ondiepe plas bij gelijke N en Pconcentraties door de grotere doorstroming. Sloten op zand en veen (M1/M8) De ecologie van sloten wordt net als plassen grotendeels gestuurd door interne processen, ook al speelt de nutriëntenbelasting van buitenaf over het algemeen een belangrijkere rol. Dit komt vooral doordat sloten vaak omsloten zijn door zeer nutriëntrijke landbouwpercelen (ze vormen immers de afscheiding of zorgen voor de ontwatering).




Hoge nutriëntenbelasting kenmerkt zich in sloten vooral door overmatige groei van kroos dan wel flab (floating algae beds) in plaats van algengroei in ondiepe plassen. Dit komt o.a. door de veel minder grote invloed van wind op het slootwater. Kroos verhindert de groei van algen door lichtconcurrentie. In sloten zijn dan ook andere ecologische processen van belang dan bij ondiepe plassen. Bij een volledige bedekking door kroos is er nauwelijks groei van waterplanten mogelijk. Er zijn echter wel gevallen waarbij ondergedoken waterplanten aanwezig zijn onder een gesloten kroosdek, in dat geval wordt de aanwezigheid van kroos vaak door de wind beïnvloed (opwaaien). De kroosgroei wordt vooral gestuurd door de nutriëntenbelasting (in g/m 2 ,j) en dan met name door Pbelasting (RIVM 2002). Dat wil zeggen dan de nutriëntenconcentratie minder van belang is. Dit wordt veroorzaakt doordat nutriënten vaak opgenomen zijn door o.a. waterplanten of door de bodem (tijdelijk) vastgelegd. Normstelling op basis van nutriëntenconcentraties lijkt dan ook weinig zinvol. De kritische nutriëntenbelasting is verder sterk afhankelijk van de dimensies van de sloot. Regionaal kunnen dan ook grote verschillen bestaan tussen nutriëntenbelasting en ecologisch functioneren van een sloot. Nalevering vanuit de bodem speelt verder een zeer belangrijke rol. Opzet maatlat De maatlat vis in meren binnen de KRWVerkenner is gebaseerd op de concept maatlatten uit Van der Molen (2004). De maatlat bestaat oorspronkelijk uit drie deelmaatlatten; abundantie, soortsamenstelling en leeftijdsopbouw. De deelmaatlat soortsamenstelling geeft een beoordeling t.a.v. de aanwezigheid van geschikte habitats (alleen van belang voor ondiepe plassen) en de deelmaatlat abundantie een beoordeling t.a.v. de kwantiteit (areaal) van geschikte habitats voor de visgemeenschap (zie ook afbeelding 1 met toelichting). De score van een deelmaatlat abundantie wordt bepaald aan de hand van de abundantie van soortgroepen die kenmerkend zijn voor de habitats. Deze zijn voor plassen, meren en kanalen verschillend. De deelmaatlat leeftijdsopbouw is voor deze watertypen niet van toepassing. Ondiepe plassen (M14, M25, M27) De maatlat voor vissen bestaat uit de volgende indicatoren: · abundantie; aandeel brasem; aandeel baars + blankvoorn t.o.v. totaal eurytopen; aandeel plantminnende vis; aandeel zuurstoftolerante vis; · soortensamenstelling: totaal aantal soorten; · leeftijdsopbouw: n.v.t. Grote ondiepe kanalen (M6) De maatlat voor ondiepe kanalen is vergelijkbaar met die voor plassen. Het aandeel baars + blankvoorn t.o.v. totaal eurytopen is minder van belang, omdat het aandeel open water relatief veel kleiner is. Het aandeel brasem wordt aangevuld met karper, omdat karper in kanalen vaker voorkomt dan in meren en vergelijkbaar is met brasem (ze indiceren dezelfde omstandigheden).




De maatlat voor vissen bestaat uit de volgende indicatoren: · abundantie; aandeel brasem + karper (vergelijkbaar met brasem in ondiepe plassen); aandeel plantminnende vis; aandeel zuurstoftolerante vis. · soortensamenstelling: n.v.t.; · leeftijdsopbouw: n.v.t. Sloten op zand en veen (M1/M8) Dit cluster wordt in de studie ´Default MEP´s/GEP´s voor sterk veranderde en kunstmatige wateren´ behandelt als kanaal. De maatlat voor vissen bestaat uit de volgende indicatoren: · abundantie; aandeel brasem + karper (vergelijkbaar met brasem in ondiepe plassen); aandeel plantminnende vis; aandeel zuurstoftolerante vis. · soortensamenstelling: n.v.t.; · leeftijdsopbouw: n.v.t. Relaties met maatregelen In de KRWverkenner kunnen maatregelen worden geselecteerd waarna een verandering van de ecologische toestand van de verschillende kwaliteitselementen zichtbaar wordt. Hiermee kan bijvoorbeeld worden onderzocht wat het MEP of GEP van een watersysteem is. De meeste maatregelen uit de verkenner hebben effect op een stuurvariabele waarvoor rekenregels worden afgeleid. Deze zijn weer gerelateerd aan habitats en het voorkomen van vis. Dit geldt voor zowel sloten, meren als kanalen. Er kan grofweg onderscheid gemaakt worden in drie wegen: · type I: maatregelen gericht op terugdringen van nutriëntenbelasting; · type II: maatregelen gericht op verbeteren inrichting (habitats) en robuuster maken van het watersysteem voor het effect van nutriëntenbelasting (inrichten oeverzones, plaatselijke verdieping); · type III: maatregelen gericht op geforceerde omslag (vaak eenmalig). In tabel 3 is een indeling van de in de KRWverkenner onderscheiden maatregelen weergegeven. Hierbij is aangeven binnen welke groep van maatregelen deze vallen. De relaties met maatregelen komen grotendeels overeen met de relaties die gelden voor fytoplankton en macrofyten (met name abundantie). Voor macrofauna zijn naast deze relaties andere specifieke (meer lokale) relaties van belang (bijv. directe relatie met substraat, zuurstof etc.).




Tabel 3. Type maatregelen en relaties met ecologisch functioneren vertaald in o.a. maatlat vis Maatregelen

gericht op

Mestbeleid

terugdringen nutriëntenbelasting (type I)

Inrichting

robuuster maken watersysteem (type II)

Bronnen


Ecologisch beheer

forceren omslag (type III)

Waterbeheer doorspoelen

robuuster maken watersysteem (type II)

flexibel peilbeheer

robuuster maken watersysteem (type II) terugdringen nutriëntenbelasting (type I)

waterstromen scheiden/omleiden


Rekenregels Ondiepe plassen (M14, M25, M27) Witteveen+Bos heeft in opdracht van het RIZA een onderzoek gedaan naar de stuurbaarheid van ecologische doelvariabelen in meren. De resultaten van dit onderzoek zijn goed bruikbaar voor de afleiding van maatlatten o.b.v. de relaties die eerder zijn afgeleid in het onderzoek ´MKBA Hunze en Aa´. Het doel van de studie ´Stuurbaarheid ecologische doelvariabelen: vis in meren´ is een overzicht van relevante stuurvariabelen in meren en een kwantitatieve uitwerking van het verband tussen stuurvariabele en doelvariabele. Dit is gedaan op basis van een dataset met 260 bestandsschattingen van verschillende typen zoete wateren. Dit verschilt van sloten tot boezemkanalen, meren en plassen en buitenlandse wateren in Polen, Rusland en Roemenië (Donaudelta). Er is een selectie gemaakt m.b.v. de volgende voorwaarden (o.b.v. KRWtypologie): · oppervlakte < 0,5 km 2 : ondiep beschut water (toename invloed oeverzone), voorbeeld petgat; · oppervlakte > 0,5 km 2 : ondiep open water (overheersende rol trofie), voorbeeld randmeren/Friese boezemmeren; De bemonstering in de Donaumeren wijkt qua methode af van de overige bemonsteringen. De wateren functioneren echter essentieel anders door flexibel peil (>50 cm), de aanwezigheid van uitgebreide helofytengordels en overstromingsvlaktes. Daarom hebben ze een toegevoegde waarde en is gerekend met een omrekeningsfactor voor de afwijkende bemonstering o.b.v. een vergelijkende monstermethode studie in Finland door Olin & Malinen (2003). Voor elke KRWindicator afzonderlijk is bekeken welke relatie tussen systeemkenmerken en KRWindicatoren uit bovengenoemde studie het best toepasbaar is. Daarnaast is getracht dit zo eenduidig mogelijk te doen (zelfde achterliggende liefst Nederlandse dataset, gelijke transformatie etc.). De resultaten verkregen uit de multipele regressie in de studie zijn het best toepasbaar. In tabel 3 is een overzicht gegeven van de bijbehorende vergelijkingen. De indicator afstand tot de oever wordt berekend als ´straal´, waarvoor een omrekening nodig is. Hiervoor is het oppervlak en de vorm van een water nodig. Er zijn drie mogelijkheden, te weten ćirkelvormig´, ´langwerpig´ of ´grillig´ (zie afbeelding 1). In onderstaande tabel is te zien hoe de afstand tot de oever wordt berekend.




Tabel 2. Berekening áfstand tot de oever´ Vorm

Oppervlak (m)

factor

afstand tot de oever (a)

cirkelvormig

x

1

a=√(x/π)

langwerpig

y

1/3

a=√(y/3π)

grillig

z

1/10

a=√(z/10π)

Afbeelding 1. Mogelijke vormen van een waterlichaam, v.l.n.r. ćirkelvormig´, ´langwerpig´ of ´grillig´

Tabel 3. Samenvattende tabel resultaten meervoudige regressies. Transformaties zijn indien nodig toegepast voor zowel de indicatoren als de stuurvariabelen (NL=o.b.v. Nederlandse data (n=49), D= o.b.v. Nederlandse data aangevuld met Donaudata) indicator transformatie dataset

brasem

ba + bv

plant

zuurstof

aantal

geen

wortel

wortel

wortel

geen

NL

NL

D

D

NL

84.0

2.82

5.13

1.02

28.1

0.58

1.39

2.83

constante

emergent %

ln(x+1)

submers %

wortel

5.20

zichtdiepte (m)

ln(x+1)

41.0

zicht/diepte ()

oppervlak (ha)

ln(x+1)

afstand tot oever (m)

ln(x+1)

2

adjusted r

0.44

0.37

0.64

3.54 1.00 0.73

0.54

0.72

6.51 0.47

0.51

Grote ondiepe kanalen (M6) In de studie Default MEP´s/GEP´s voor sterk veranderde en kunstmatige wateren is onderzoek gedaan naar de relatie tussen systeemkenmerken en KRWindicatoren in grote ondiepe kanalen. Er is een verband tussen de “kwaliteitsklasse” van een kanaal en de indicatorscores plantminnende vis en zuurstoftolerante vis. De kwaliteitsklasse zegt iets over het voorkomen van habitats. De indicator brasem + karper is gerelateerd aan de factor zicht/diepte. De volgende factoren zijn van invloed op de kwaliteitsklasse van een kanaal: · mate van beschoeiing: score tussen 1 en 5, lineair afhankelijk van % beschoeiing waarbij 1=onbeschoeid en 5 = volledig beschoeid. De tussenliggende klassen worden bepaald door lineaire interpolatie en afronden naar dichtstbij gelegen klasse. Bijv 30% beschoeid is 1 + 30/100*4 = 2,2 = klasse 2; · bedekking met emergenten: score tussen 1 en 5 waarbij: 1 = > 20%, 2 = 1020%, 3 = 510%, 4 = 25%, 5 = <2%;




·

·

submers: score tussen 1 en 5, lineair afhankelijk van % submerse vegetatie waarbij 1=zeer plantenrijk en 5 = volledig kaal. De tussenliggende klassen worden bepaald door lineaire interpolatie en afronden naar dichtstbij gelegen klasse. Bijv 65 % submers is 1 + (10065)/100*4 = 2,4 = klasse 2; zicht/diepte: deze indicator beoordeeld de helderheid in relatie tot de diepte en laat zien of er voldoende licht op de bodem komt. Waarde indicator; 1 = bodemzicht, 5 = zeer troebel, wordt bepaald door lineaire interpolatie en afronden naar dichtstbij gelegen klasse, Bijvoorbeeld zicht tot op ½ diepte, 1 + (1 0,5)*4 = 3.

De kwaliteitsklasse wordt als volgt bepaald: · gemiddelde en afgeronde score van bovenstaande deelscores. De totaalscore in de dataset varieert tussen 2 en 5, klasse 1 komt niet voor. Dit is ook niet zo vreemd, om 1 te scoren moet een kanaal (vrijwel) onbeschoeid zijn, meer dan 20% emergente vegetatie hebben, dominant begroeid zijn met submerse vegetatie en bodemzicht hebben. Dergelijke kanalen bestaan wel (bijvoorbeeld in de Weeribben) maar zijn erg zeldzaam. Een dergelijk hoge score is eigenlijk alleen voor kanalen weggelegd zonder belangrijke afvoer of scheepvaartfunctie zoals kanalen in natuurgebieden. In afbeelding 2 zijn de relaties weergegeven tussen de kwaliteitsklasse o.b.v. bovenstaande factoren en de indicatoren voor vissen. Tussenliggende waarden worden berekend door lineaire interpolatie o.b.v. de alle waarnemingen. Sloten op zand en veen (M1/M8) Voor sloten wordt dezelfde systematiek gebruikt als voor grote ondiepe kanalen.




Afbeelding 2. Relaties tussen kwaliteitsklasse en waarden van de indicatoren voor kanalen (sq_o2_tol = wortelgetransformeerd aandeel zuurstoftolerante vis, sq_plant = wortelgetransformeerd aandeel plantminnende vis, BR_KA = aandeel brasem + karper)




ATTACHMENT II: INVENTARISATIE BIOASSAYS PER WATERTYPE De nu volgende tabellen geven per water of sedimenttype een overzicht met acute en chronische in vivo bioassays. In de tweede kolom is weergegeven tot welk kwaliteitselement van de Kaderrichtlijn Water (KRW) de organismen gerekend worden. Alle bioassays worden uitgebreid beschreven in het rapport: Grontmij | AquaSense (2006a). Inventarisatie bioassays Instrumenten voor Nader Onderzoek Kaderrichtlijn water. In opdracht van: RIKZ en RIZA. Rapportnummer: 215501.

1. Zoet oppervlaktewater 1.1. Acute in vivo bioassays Tabel 1.1: Overzicht met acute in vivo bioassays voor zoet oppervlaktewater. KRW Watertype Nederlandse naam kwaliteitselement 1 fytoplankton zoet algen soort

Wetenschappelijke naam Pseudokirchneriella subcapitata* Daphnia magna, Daphnia pulex, Ceriodaphnia dubia

2 zooplankton

zoet

watervlooien soorten

3 zooplankton 4 zooplankton

zoet zoet

watervlo watervlooien soorten

5 zooplankton

zoet

radardiertjes

6 macrofauna

zoet

kokerjuffers soort

7 macrofauna

zoet

kokerjuffers soort

8 macrofauna 9 macrofauna 10 macrofauna 11 macrofauna 12 macrofauna 13 macrofauna

zoet zoet zoet zoet zoet zoet

driehoeksmossel hoornschaal soort soort zwanenmossel gewone posthoornslak zoetwaterpoliep soort vlokreeft

14 macrofauna

zoet

zoetwaterkreeftje

15 vissen

zoet

zebrabarbeel

Thamnocephalus platyurus Brachydanio rerio

16 geen 17 geen 18 geen

zoet zoet zoet

bacterie bacterie bacterie

Salmonella typhimurium Escherichia coli mutant Escherichia coli

19 geen

zoet

zuid afrik. klauwkikker soort

Xenopus leavis (South African clawed frog)

Testduur Parameters 4,5 uur

Daphnia magna Daphnia magna, Daphnia pulex e.a. Brachionus calyciflorus Hydropsyche angustipennis, Cyrnus trimaculatus Hydropsyche angustipennis Dreissena polymorpha Sphaerium stratinum Anondonta imbecillis Lymnaea stagnalis e.a. Hydra attenuata Gammarus pulex

fotosynthese

Referentie Roghair et al. (1997) (PAMalgentest)

24, 48 uur immobiliteit

ISO 6341 (1996a); EPA 821/R02012 (2002a); OECD 202 (2000a)

24, 48 uur immobiliteit 1,25 uur fluorescentie (enzymactiviteit)

SOP Daphtoxkit F Daphnia IQ test: handleiding EPBI

24 uur

immobiliteit

48, 96 & 168 overleving uur

ASTM E1440 (1991b); SOP Rotoxkit F Greve et al. (1998); van der Geest et al. (1999; 2000)

48 uur

gedrag

van der Geest et al. (1999)

acuut 4 uur 9 d acuut 24 uur 6d

reproductie (spawning) reproductie (parturation) overleving, beweging overleving tentakelvorming scope for growth: faeces productie, respiratie, voedselconsumptie

Fong (1998) Fong et al. (1998) McKinney & Wade (1996) www.pesticideinfo.org Berking (1991) Naylor et al. (1989); methode TNO

24 uur

immobiliteit

SOP Thamnotoxkit F

48 of 96 uur binding en activatie oestrogenen receptor in transgene vissen 30 min bioluminescentie 23 uur enzymproductie 5 uur ATPconcentratie d.m.v. bioluminescentie 4 d overleving, ontwikkeling, misvormingen, groei (lengte)

Legler et al. (2000) VitoTox (voorschrift Vito, België) ToxiChomotest (EBPI, 1993) vermeld in: STOWA (1997) ASTM E1439 (1998b)

*voorheen Raphidocelis subcapitata en Selenastrum capricornutum




1.2. Chronische in vivo bioassays Tabel 2.2: Overzicht met chronische in vivo bioassays voor zoet oppervlaktewater. KRW Watertype Nederlandse naam kwaliteitselement

Wetenschappelijke naam Testduur Parameters (dgn)

1 fytoplankton

zoet

soorten algen

2 fytoplankton

zoet

blauwalg

Pseudokirchneriella subcapitata*, Scenedesmus subspicatus, Chlorella vulgaris Microcystis aeruginosa

3 zooplankton

zoet

watervlo

Daphnia magna

4 zooplankton

zoet

soort watervlo

Ceriodaphnia dubia

5 macrofyten

zoet

rijst

6 macrofyten

zoet

schroefvallisneria

Oryza sativa en alternatieve soorten Vallisneria americana

7 macrofyten

zoet

bultkroos

Lemna gibba

3 of 4

ISO 8692 (2002; goed oplosbare stoffen); ISO 14442 (1999b; slecht oplosbare stoffen); OECD 201 (1984a); EPA 821/R02013 (2002b) 7 groeiremming d.m.v. chlorofylgehalte HallingSørensen (2000; afgeleid van ISO 8692); OECD 201 draft (2002a) 16 of 21 overleving, aantal juvenielen, eventueel OECD 211 (1998), ASTM E1193 groei ouderdieren (1997b), ISO 10706 (2000a) 7 overleving, aantal juvenielen ASTM E1295 (1989); EPA 821/R02 013 (2002b) 14 chlorofyl ASTM E1841 (1996) 7

7

8 macrofyten 9 macrofauna 10 macrofauna

zoet, brak kattenstaart zoet soort zwanenmossel zoet groot soort zwanenmossel, aziatische korfmossel

Lythrum salicaria Anondonta imbecillis Anodonta grandis; Corbicula fluminea

11 macrofauna

zoet

eendagsvlieg

Cloeon triangulifer

12 macrofauna

zoet

zoetwaterpoliep

13 vissen

zoet

regenboogforel

14 vissen

zoet

regenboogforel

15 vissen

zoet

amerik.dikkopelrits

16 geen 17 geen 18 geen

zoet zoet zoet

eencellige bacterie bacterie

19 geen

zoet, brak nematoden soort

Referentie

tot 35 90 28

groei (celdichtheid, chlorofylgehalte, fluorescentie, absorptie of biomassa)

aantal blaadjes, lengte en breedte Biernacki et al. (1997) blaadjes, diameter en lengte wortel, biomassa blaadjes en wortels groei (drooggewicht), evt. wortellengte, ASTM E1415 (1991a); OECD 221 natgewicht, C14 opname of chlorofyl draft (2002b) groei overleving, groei DNAbeschadiging (DNA strand breakage)

Migliore et al. (2000) Schweinforth & Wade (1990) Black et al. (1996); Barfield et al. (2001)

ei tot ei lifecycle o.a. ontwikkeling eieren en Sweeney et al. (1993) (ca. 6 wkn) hatching, larvale overleving, groei, ontwikkeling Hydra vulgaris drie fasen: drie fasen: poliepstructuur + Pascoe et al. (2002) 7+10+3 voedselopname en 'bud'vorming + dgn regeneratievermogen Oncorhynchus mykiss en 14 28 overleving, groei, evt. afwijkend gedrag ISO 10299 (1994); OECD 204 anderen (1984b); OECD 215 (2000b) Oncorhynchus mykiss 28 o.a. conditie, hematologie, pathologie, Schwaiger et al . (2002) nefrotoxiciteit Pimephales promelas EPA/600/R01/067 (2002d) 21 overleving, reproductiegedrag, secundaire geslachtskenmerken, gonade somatische index (GSI), gonadehistologie, plasma concentratie van vitellogenine en enkele sex hormonen, fecunditeit (aantal eieren), fertiliteit (aantal embryo's per ei), evt. uitkomen e Tetrahymena pyriformis 2 groeiremming Henschel et al . (1997) Pseudomonas putida 16 uur groeiremming ISO 10712 (1995b) Enterococcus faecalis 16 uur groeiremming Alexy et al. (2002; vergelijkbaar met ISO 10712) Caenorhabditis elegans 4 overleving, lengte, aantal juvenielen, ECOSSA (2002) vrouwtjes met zichtbaar ei




2. Brak tot zout oppervlaktewater 2.1. Acute in vivo bioassays Tabel 3.1: Overzicht met acute in vivo bioassays voor brak oppervlaktewater. KRW Watertype Nederlandse naam Wetenschappelijke kwaliteitselement naam

Testduur Parameters

Referentie

1 zooplankton 2 macrofauna

brak, zout brak

roeipootkreeften aasgarnaal

copepoden Neomysis integer

24 uur ? overleving ISO 1466 1999 48 uur scope for growth: zuurstof Roast et al. (1999); Verslycke (2003) consumptie, feacale productie (als maat voor voedselconsumptie), absorptie efficiëntie

3 macrofauna

brak

aasgarnaal

Neomysis integer

4 macrofauna

brak, zout

kleine garnalen soorten

Mysidopsis bahia, Homesimysis costata, Neomysis mercedis e.a.

48 uur cellular energy allocation: suiker, vet en eiwitgehalte, electronen transport activiteit (als maat voor zuurstofconsumptie) 24, 48 of overleving 96 uur

Verslycke & Janssen (2002); Verslycke (2003)

ASTM E1463 (1992a); EPA 821/R02 012 (2002a)

2.2. Chronische in vivo bioassays Tabel 3.2: Overzicht met chronische in vivo bioassays voor brak tot zout oppervlaktewater. KRWkwaliteitselement

Watertype Nederlandse naam

Wetenschappelijke naam

Testduur Parameters (dgn)

Referentie

1 fytoplankton

brak, zout algen soorten

minimaal 3 groeiremming d.m.v. celdichtheid

ISO 10253 (1995a)

2 zooplankton

brak, zout garnalen soorten

3 zooplankton

brak, zout copepoden soort

Skeletonema costatum, Phaeodactylum tricornutum en alternatieve soorten bijv. Rhodomonas salina Mysidopsis bahia; M. bigelowi; M. almyra Acartia tonsa

4 macrofauna 5 macrofauna

brak, zout gewone poelslak brak, zout gewone poelslak

Lymnaea stagnalis Lymnaea stagnalis


7 4 21 33

life cycle: overleving, groei, aantal ASTM E1191 (1997a); EPA 821/R02 eieren 014 (2002c) overleving, reproductie Gerritsen et al. (1992); methode AquaSense reproductie MathijssenSpiekman et al. (1989). overleving, sublethale effecten MathijssenSpiekman et al. (1989). (waaronder ontwikkelingsstadium), aantal kapsels, aantal eieren per kapsel, meerlingen en aantal onbevruchte eieren



3. Zout oppervlaktewater 3.1. Acute in vivo bioassays Tabel 4.1: Overzicht met acute in vivo bioassays voor zout oppervlaktewater. KRW Watertype Nederlandse naam kwaliteitselement


Testduur Parameters

Referentie

Acartia tonsa; Tisbe battagliai Acartia tonsa Brachionus plicatilis

24, 48 uur immobiliteit

ISO 14669 (1999c)

1 zooplankton

zout

copepoden soorten


zout zout

copepoden soort radardiertjes

4 macrofauna

zout


zout zout

7 macrofauna

zout

gezaagde steurgarnaal, Palaemon serratus, Maja 48 of 72 uur larvale overleving helmkrab en zeekreeft squinado, Homarus gammarus pekelkreeftje Artemia salina 24, 48 uur immobiliteit schelpdieren (japanse Crassostrea gigas, 48 uur fertilisatie, sterfte, embryonale oester, amerik. oester, Crassostrea virginica, ontwikkeling mossel en amerik. Mytilus edulis, Mercenaria Venusschelp) mercenaria zeeegel test (zwarte zee Arbacia punctulata; 1 uur 20 min bevruchting egel en kleine zeeappel) Psammechinus miliaris

8 macrofauna

zout


11 macrofauna 12 vissen

24 uur 24 uur

immobiliteit immobiliteit

48, 72 of 96 embryonale ontwikkeling, uur afhankelijk misvormingen van de soort acuut embryogenese, larvale groei acuut sperma activiteit, fertilisatie, embryogenese, larvale hechting aan oppervlak Hydractinia echinata 48 uur embryogenese, metamorfose Scophthalmus maximus 48 uur embryonale en larvale overleving

SOP Artoxkit M ASTM E1440 (1991b); SOP Rotoxkit M MarinoBalsa et al. (2000)

EPA 821/R02012 (2002a) ASTM E724 (1998a), methode AquaSense

EPA 821/R02014 (2002c); Dinnel et al. (1987) ASTM E1563 (1995a), Dinnel et al. (1987)

zout zout

zeeegel test (zwarte zee Arbacia punctulata; egel en kleine zeeappel) Psammechinus miliaris; andere soorten rotszeeegel Paracentrotus lividus doorschijnende zakpijp Ciona intestinalis

zout zout

ruwe zeerasp tarbot

Berking (1991) PARCOMrichtlijn

Fernandez & Beiras (2001) Bellas et al . (2001)

3.2 Chronische in vivo bioassays Tabel 4.2: Overzicht met chronische in vivo bioassays voor zout oppervlaktewater.

KRWkwaliteitselement Watertype Nederlandse naam Wetenschappelijke naam 1 Macroalgen

zout

soort rood alg

Champia parvula

2 macrofauna

zout

mollusken

diverse soorten mollusken

3 macrofauna 4 macrofauna 5 macrofauna 6 macrofauna

zout zout zout zout

amerik. venusschelp mossel rode zeeoor soort japanse oester en soort mossel

Mercenaria mercenaria Mytilus edulis Haliotis rufescens Crassostrea gigas, Mytilus galloprovincialis

Testduur Parameters (dgn) 2 blootstelling sexuele reproductie (aantal + 57 dagen cystocarps) ontwikkeling tot enkele larvale en/of juveniele overleving, weken groei, respiratie, zwemgedrag 12d larvale overleving, groei (lengte) 22d groei (lengte) 9d metamorfose 2, 6 en 10d embryogenesis, overleving, groei en metamorfose

Referentie ASTM E1498 (1992b); EPA 821/R02 014 (2002c) genoemd in: Calabrese (1984) Calabrese et al. (1977) Stromgren (1982) Hunt & Anderson (1989) Berais & His (1994; 1995)

*voorheen Raphidocelis subcapitata en Selenastrum capricornutum




4. Zoete sedimenten Voor veel bodemorganismen is de bodemstructuur en de korrelgrootteverdeling van belang. Sommige soorten prefereren grind, terwijl andere soorten zand of slibbodems verkiezen. Daarnaast kan het organisch stofgehalte van belang zijn of bestaat de watergang niet uit een minerale bodem maar uit een veenbodem. Bij de beoordeling van zoete sedimenten is dus van belang dat het gebruikte organisme representatief is. Omdat de mate van verontreiniging vaak gekoppeld is aan het slibpercentage bestaat er de voorkeur voor organismen die in slibbodems voorkomen. Daar staat tegenover dat de beschikbaarheid van verontreinigingen in een zandbodem hoger is. In dit onderzoek is daarom gekeken naar de verschillende bodemtype: zand, slib en veen. In de Kaderrichtlijn Water wordt er geen onderscheid gemaakt in bodemtypen. Aangezien sedimenten niet meer accuut toxisch zijn de beschrijvingen beperkt tot chronische bioassays. 4.1. Zoöplankton KRW Nederlandse kwaliteitselement naam

wetenschappelijke naam

testduur testparameters (dagen)

referentie

1 zooplankton

mosselkreeftjes

Heterocypris incongruens

6

Sterfte, groei

2 zooplankton

watervlo

Chydorus sp hae ricus

4

3 zooplankton

watervlo

Daphnia magna

10

4 zooplankton

watervlooien soorten

Daphnia magna, Ceriodaphnia dubia

7

overleving, somatische groei, Dekker et al. (2002) reproductieve ontwikkeling in vier stadia Overleving, reproductie Nebeker et al. (1984); Roper et al. (1994) Overleving, reproductie ASTM E170695b (ASTM, 1995)


Chial & Persoone (2002)



4.2. Macrofauna KRW Nederlandse kwaliteitselement naam



1 macrofauna

brokkelworm

Lumbriculus variegatus

2 macrofauna

slingerworm

Tubifex tubifex

3 macrofauna

borstelworm

Brachiura sowerbyi

4 macrofauna

dansmug

Chironomus riparius

5 macrofauna

dansmuggen soorten

Chironomus riparius, Chironomus tentans

6 macrofauna

dansmug

Chironomus riparius

7 macrofauna

dansmug

Chironomus tentans


eendagsvlieg eendagsvlieg

Ephoron virgo Hexagenia spp

10 macrofauna

vlokreeft

Diporeia spp

11 macrofauna

vlokreeft

Hyalella azteca

10

Overleving, groei

12 macrofauna

vlokreeft

Hyalella azteca

10

Overleving, groei ook mogelijk

13 macrofauna 14 macrofauna 15 macrofauna

vlokreeft vlokreeft vlokreeft

Hyalella azteca Hyalella azteca Hyalella azteca

14 28 28

16 macrofauna

vlokreeft

Hyalella azteca

42

overleving, groei overleving, groei, sexuele rijping overleving, groei, sexuele rijping, vervellingsfrequentie, tijd tussen vervellingen, aantal antenne segmenten, ratio lichaamslengte/antenne segmenten overleving, groei, aantal juvenielen EPA 600/R99/064 per vrouwtje, aantal volwassen (EPA, 2000) mannetjes en vrouwtjes

17 macrofauna

soort slijkgarnaal Chaetocorophium cf. lucasi

28

overleving, groei

18 macrofauna

soort vlokreeft

28

overleving, groei


waterpissebed Asellus aquaticus soort hoornschaal Sphaerium novaezelandiae

28 28

Overleving, groei overleving, ingraafgedrag

21 macrofauna

Jenkins’ Potamopyrgus antipodarum 14, 28 & overleving, lengte huisje en Duft et al. (2003) brakwaterhorentje 56 opening, aantal embryo’s in broedbuidel met en zonder huisje, aantal eicellen in oviduct en rijping van de ovaria

Paracalliope fluviatilis


28

overleving, reproductie

10

Overleving, groei

referentie

Phipps et al. (1993), Ankley et al. (1994) 28 groei, reproductie ASTM E170695b (ASTM, 1995) ca. 4 periode cocon leggen, aantal Casellato & Negrisolo mnd cocons, aantal oocyten per cocon, (1989) periode embryonale ontwikkeling, % gedegenereerde cocons, aantal wormen per cocon

2028 Overleving, groei, uitkomen resp. 28 adulten, gedrag 65 28 Overleving, aantal per stadium (L1 t/m L4, pop, adult), gewicht L4 larven 5065 o.a. overleving larven en adulten, gewicht larven, het aantal uitgekomen adulten, sex ratio, aantal eipakketten, aantal uitgekomen larven per eipakket 10 Overleving, groei 21 Overleving, groei, vervellingsfreqentie, gedrag 28 Overleving, gedrag

ASTM E170695b (ASTM, 1995); EPA 600/R99/064 (EPA, 2000) OECD 218 (2002)

Maas et al. ( 1993)

EPA 600/R99/064 (EPA, 2000)

de Haas et al. (2002) ASTM E170695b (ASTM, 1995) ASTM E170695b (ASTM, 1995) EPA 600/R99/064 (EPA, 2000); ASTM E170695b (ASTM, 1995) de Deckere et al. (2000); AquaSense intern werkprotocol W309 Kubitz et al. (1995) Kemble et al. (1998) Nelson & Brunson (1995)

www.niwa.cri.nz/rc/pollut ion/ecotoxtesting www.niwa.cri.nz/rc/pollut ion/ecotoxtesting (De Lange et al., 2005) Hickey & Martin (1999)



4.3. Macrofyten KRW Nederlandse kwaliteitselement naam 1 macrofyten

rijst

2 macrofyten 3 macrofyten

4 macrofyten



hanepoot wilde selderij

Oryza sativa en alternatieve soorten Echinochloa crusgalli Vallisneria americana

14 714 7

waterpest

Elodea sp.

>21

referentie

chlorofyl, drooggewicht, enzymactiviteit bijv. peroxidase drooggewicht aantal blaadjes, lengte en breedte blaadjes, diameter en lengte wortel, biomassa blaadjes en wortels groei (biomassa en lengte), aantal wortels, aantal zijscheuten, wortel/biomassa ratio

ASTM E184196; Powell et al. (1996) Walsh et al. (1991) Biernacki et al. (1997)

AquaSense (2000a)

4.4. Vissen KRW Nederlandse kwaliteitselement naam 1 vissen 2 vissen

Japanse rijstvis


Oryzias latipes Oryzias latipes

Japanse rijstvis

3 vissen

zebrabarbeel

Brachydanio rerio


referentie

17 overleving, ontwikkeling Kiparissis et al. (2002) 3 mdn overleving, groei, misvormingen, Kiparissis et al. (2002) intersex, orgaanlesies (gonade en lever) 2 overleving, ontwikkelingsstadium Ensenbach (1998)

Toxiciteitstesten met vissediment systemen beperken zich meestal tot testen met volwassen vissen. Vaak gebruikt men de ‘fathead minnow’ (Pimephales promelas), hoewel ook andere soorten worden gebruikt. Volwassen vissen zijn echter niet erg gevoelig, waarschijnlijk omdat de meeste volwassen vissen in een pelagische levenswijze leven. Dit in tegenstelling tot de vroege levensstadia. Visseneieren komen op het sediment terecht en staan daarmee in direct contact (Ensenbach1998).

5. Zoute en brakke sedimenten Een op effect gerichte beoordeling van mariene en brakke sedimenten is toepasbaar in meerdere kaders: als biologischchemisch beoordelingsinstrumentarium van het milieu of als testinstrument in specifieke projecten of in internationaal verband (OSPAR, ICES). 5.1. Zoöplankton KRW kwaliteitselement 1 zooplankton

Nederlandse naam roeipootkreeft



roeipootkreeft

Microarthridion littorale

7

reproductie

Chandler (1990)

roeipootkreeft

Paronychocamptus wilsoni

7

reproductie

Chandler (1990)

4 zooplankton

roeipootkreeft

Nannopus palustris

7

reproductie

Chandler & Scott (1991)

zooplankton

roeipootkreeft

Pseudobradya pulchella

7

reproductie

Chandler & Scott (1991)

Amphiascus tenuiremis

Testduur Parameters Referentie (dgn) 21 reproductie Strawbridge et al. (1992)

5




5.2. Macrofauna KRW kwaliteitselement 1 macrofauna 2 macrofauna

Nederlandse naam borstelworm borstelworm



vlokreeft vlokreeft

5 macrofauna

vlokreeft

56 life cycle Scott & Redmond (1989) Ampelisca abdita* 90 life cycle Connell & Airey (1979; 1982) Grandidierella lignorum en Grandidierella lutosa 2840 groei en reproductie Schlekat et al. (1992); Emery et Leptocheirus plumulosus al. (1997); Mc Gee et al. (1993)

6 macrofauna

slijkgarnaal

Corophium volutator


borstelworm borstelworm

Armandia brevis Neanthes arenaceodentata , Nereis/Neanthes spec.


borstelworm borstelworm

11 macrofauna 12 macrofauna 13 macrofauna 14 macrofauna 15 macrofauna 16 macrofauna

zeester Lytechninus pictus tweekleppigen Mulinia lateralis tweekleppigen Mercenaria mercenaria

17 macrofauna

tweekleppigen Scrobicularia plana

Capitella capitata Neanthes arenaceodentata

Testduur Parameters Referentie (dgn) 35, 50 life cycle Chapman & Fink (1984) 58 153 overleving, groei en reproductie Pesch et al. (1991)

49

overleving, groei en reproductie Aquasense (2005)

42 2028

groei groei

Meador & Rice (2001) ASTM E1611 (1999); Dillon et al. (1993)

Streblospio benedicti Arenicola marina

7 50

groei groei

Chandler & Scott (1991) Mond. med. CEFAS

vlokreeft

Grandidierella japonica*

28

groei

Nipper et al. (1989)

zeeegel zeester

Dendraster excentricus* Amphiodia urtica

28 28

groei groei

Casillas et al. (1992) SCCWRP (1994c)


49 60 groei 7 groei

Thompson et al . (1991; 1989) Burgess & Morrison (1994)

7

groei

Ringwood & Keppler (2002)

36

groei

Ruiz et al. (1994)



6. Effluenten 6.1 Acute in vivo bioassays KRW

watertype

kwaliteitselement Geen

Zoet/zout

Nederlandse

Wetenschappelijke

naam

naam

bacterie

Vibrio fisheri

testduur

parameters

referentie

30 min.

bioluminiscentie

ISO 11348

fytoplankton

zoet

alg

Pseudokirchneriella

72 uur

groei

ISO 8692

72 uur

groei

ISO

subcapitata fytoplankton

zout

alg

Phaeodactylum cornutum

10253

zooplankton

zoet

watervlo

Daphnia magna

48 uur

immobiliteit

ISO 6341

zooplankton

zout

copepode

Acartia tonsa

24 uur

immobilitiet

ISO 14669

6.2 Chronische in vivo bioassays KRW

watertype

kwaliteitselement zooplankton

zoet

Nederlandse

Wetenschappelijke

naam

naam

watervlo

Daphnia magna

testduur

parameters

referentie

21 dagen

Serfte,

OECD 211

reproduktie vissen

vissen

zoet

zout

zebravis

tarbot

Danio rerio

Scopthalmus

8 dagen

48 uur

maximus

Sterfte,

RIZA

ontwikkeling

protocol

Embryonale

PARCOM

en larvale

richtlijn

overleving macrofauna

macrofauna

zout

Zout

zeeegel

oester

Psammechirus

80

Embryonale

Dinnel et

milliaris

minuten

ontwikkeling

al., 1987

Crassostrea gigas

48 uur

Fertilisatie,

Dinnel et

sterfte,

al., 1987

embryonale ontwikkeling




ATTACHMENT III: INVENTARISATIE ECOASSAYS PER KWALITEITSELEMENT De nu volgende tabellen geven een overzicht met ecoassays. In de tweede kolom is weergegeven tot welk kwaliteitselement van de Kaderrichtlijn Water (KRW) de organismen gerekend worden. Alle bioassays worden uitgebreid beschreven in het rapport: Grontmij | AquaSense (2006b). Inventarisatie ecoassays Instrumenten voor Nader Onderzoek Kaderrichtlijn water (groeidocument versie 3). In opdracht van: RIKZ en RIZA. Rapportnummer: 252533.

1. Fytoplankton In de onderstaande tabel is voor fytoplankton aangegeven voor welke stuurvariabelen ecoassays wel (geel en blauw) en niet (wit) gezocht zijn. nr.

type stuurv. categorie type ecoassay watercat. stoffen nutrienten labopstelling meer stoffen nutrienten meso kosmos overg. Water stoffen nutrienten meso kosmos kust stoffen nutrienten labtests meer stoffen nutrienten labtests meer stoffen nutrienten mesokosmosmodel overg. Water stoffen nutrienten mesokosmosmodel kust 31 stoffen saliniteit meso kosmos meer 32 stoffen saliniteit meso kosmos overg. Water 32 stoffen saliniteit meso kosmos kust 41 stoffen temperatuur meso kosmos meer 42 stoffen temperatuur meso kosmos overg. Water 43 stoffen temperatuur meso kosmos kust 51 stoffen temperatuur doorstroombakken meer 52 stoffen temperatuur doorstroombakken overg. Water 53 stoffen temperatuur doorstroombakken kust veldexperiment meer 61a hydrologie stratificatie enclosure meer 61b hydrologie stratificatie veldexperiment overg. Water 62 hydrologie stratificatie veldexperiment kust 63 hydrologie stratificatie model meer 71 hydrologie stratificatie model overg. Water 72 hydrologie stratificatie labtests kust 73 hydrologie stratificatie risico analyse meer 81 hydrologie verblijftijd doorstroomexp. overg. Water 82 hydrologie verblijftijd doorstroomexp. meer 91 hydrologie verblijftijd doorstroomexp. overg. Water 92 hydrologie verblijftijd doorstroomexp. kust 93 hydrologie verblijftijd 101 morfologie achtergrondtroeb. mesokosmos meer 102 morfologie achtergrondtroeb. mesokosmos overg. Water 103 morfologie achtergrondtroeb. mesokosmos kust 111 morfologie inrichting model meer 112 morfologie 113 morfologie onev.visstand exclosure meer 121 soorten onev.visstand exclosure overg. Water 122 soorten onev.visstand exclosure kust 123 soorten exoten concurrentie proeven meer 131 soorten exoten concurrentie proeven overg. Water 132 soorten exoten concurrentie proeven kust 133 soorten 141a complex eutrofieringscompl. veldexperiment meer 141b complex eutrofieringscompl. meso kosmos meer 142 complex eutrofieringscompl. enclosure overg. Water 143 complex eutrofieringscompl. ? kust 11 12 13 21a 21b 22 23

referentie korte beschrijving Boers & Van Hese et al 1988 doorspoelen sedimentmonster Peeters et al 1993 groei fytoplankton bij verschillende nutrienten gehalten Peeters et al 1993 groei fytoplankton bij verschillende nutrienten gehalten Klapwijk 1988 nutrientverrijkings bioassays in diverse opstellingen Riegman 1986 nutrientverrijkings bioassays in diverse opstellingen van der Tol & Joordens 1993 modelleren groei fytoplankton bij meer nutrienten en hogere T van der Tol & Joordens 1993 modelleren groei fytoplankton bij meer nutrienten en hogere T

Huisman J. & K. Jöhnk K (2004 modelleren invloed stratificatie op fytoplanktongroei Reynolds et al 1984 kunstmatige menging ter bestrijding van Microcystisbloei ? modelleren invloed stratificatie op fytoplanktongroei ? modelleren invloed stratificatie op fytoplanktongroei Huisman J. & K. Jöhnk K (2004 kunstmatige menging ter bestrijding van Microcystisbloei ? modelleren invloed stratificatie op fytoplankton bij hogere afvoer Peperzak 2003 groeiexperimenten bij 2100 scenario voor stratificatie de Weger & Jaeger 2001risicoanalyse Doorspoelproef VolkerakZoommeer ? modelleren invloed verblijftijd op fytoplanktongroei Verspagen et al 2005 modelleren kortere verblijftijd op fytoplanktongroei bij hogere afvoer Peperzak 2003 modelleren kortere verblijftijd op fytoplanktongroei bij hogere afvoer Graneli & Moreira 1990 Ontw. Fytoplankton bij water verschillende rivieren Meijer et al 1990 proeven met/zonder bodemwoelende vis proefvijvers ? ? DWR website modelleren doorspoelen of verdiepen om algenbloei te verminderen

RIZA 1995 Noordhuis et al 1994 Van Beek 1993 ?

vissen verwijderd uit proefvijvers proef met driehoeksmosselen in proefvijvers Regenboogforel uitgezet in enclosure ?

onderdeel van deze studie belangrijk voor klimaatsveranderingen en onderdeel van deze studie ? = geen ecoassay gevonden in deze studie

De nummers in de tabel komen overeen met de nummers van de korte beschrijvingen van de ecoassays die hierna volgt.




2. Fytobenthos 1 2 3 41 42 5 6 7 8 9 10 111 112 12 131 132

stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen soorten soorten soorten soorten soorten soorten

nutrienten nutrienten nutrienten nutrienten nutrienten zuurstof zuurstof zuurstof temperatuur temperatuur begrazingsdruk begrazingsdruk begrazingsdruk begrazingsdruk exoten exoten

labtests stroomgoten literatuuronderzoek labtests model stroomgoten veldexperiment stroomgoten meso kosmos stroomgoten meso kosmos veldexperiment veldexperiment stroomgoten concurrentie proeven concurrentie proeven

meer rivier rivier meer rivier rivier rivier rivier meer rivier meer rivier meer rivier rivier meer

v Vierssen et al 1994 de la Haye 1994 Arts & Leenders 2006 Eminson & Philips 1978 ?

perifython groei op glasplaatjes onder eutrofe omstandigheden perifython groei op tegels in stroomgoten met Maaswater als biotische indicatoren relaties vermindering nutrienten perifyton groei bij verschillende nutrientengehalten





3. Macrofyten nr.

categorie

1 2 3 41 42 51 52 61 62 7 8 9 10 11

stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen hydrologie hydrologie hydrologie hydrologie hydrologie hydrologie hydrologie hydrologie hydrologie hydrologie hydrologie hydrologie hydrologie hydrologie hydrologie morfologie morfologie morfologie morfologie morfologie morfologie morfologie morfologie morfologie morfologie morfologie morfologie morfologie morfologie morfologie morfologie morfologie morfologie morfologie morfologie soorten soorten soorten soorten soorten soorten soorten soorten soorten soorten soorten soorten complex complex

12 13 14 15 161 162 171 172 181 182 191 192 20 21 22 23 24 25 26 271 272 281 282 291 292 301 302 311 312 321 322 33 34 35 36 37 38 391 392 401 402 411 412 421 422 431 432

441 442

stuurvariabelen nutienten nutienten nutienten nutienten nutienten anaerobe bodem anaerobe bodem anaerobe bodem anaerobe bodem doorzicht doorzicht temperatuur ijzerrijke kwel ijzerrijke kwel peildynamiek peildynamiek peildynamiek waterstandsfluctuaties waterstandsfluctuaties waterstandsfluctuaties waterstandsfluctuaties waterstandsfluctuaties waterstandsfluctuaties waterstandsfluctuaties waterstandsfluctuaties waterstandsfluctuaties connectiviteit achtergrondtroebeling achtergrondtroebeling waterstandsfluctuaties waterstandsfluctuaties waterstandsfluctuaties waterstandsfluctuaties structuur bodem structuur bodem structuur bodem structuur bodem structuur bodem structuur bodem structuur bodem structuur bodem inrichting inrichting inrichting inrichting talud talud begroeibaar areaal begroeibaar areaal aanwezig zaad aanwezig zaad beheer/onderhoud beheer/onderhoud visstand visstand vogels vogels exoten exoten exoten exoten eutrof. Complex eutrof. Complex

type ecoassay

watercat. ref

korte beschrijving

meso kosmos veldexperiment stroomgoten model model kiemexperimenten kiemexperimenten transplantatieexperimenten transplantatieexperimenten meso kosmos veldexperiment conurrentieproeven conurrentieproeven meso kosmos model veldexperiment semiveldexperimenten meso kosmos veldexperiment veldexperiment verdeling ecotopen verdeling ecotopen meso kosmos stroomgoten verdeling ecotopen model verdeling ecotopen model veldstudie enclosure meso kosmos stroomgoten stroomgoten stroomgoten stroomgoten kiemexperimenten kiemexperimenten transplantatieexperimenten transplantatieexperimenten vestigingsexperimenten vestigingsexperimenten model model model model veldexperiment veldexperiment/model meso kosmos literatuurstudie oeverplanten verdeling ecotopen model

meer meer rivier rivier meer meer rivier rivier meer meer meer meer rivier meer meer meer meer rivier rivier rivier meer rivier meer rivier meer rivier rivier meer meer rivier rivier rivier rivier rivier meer rivier meer rivier meer rivier meer rivier meer meer rivier meer meer rivier

groei macrofyten in complexe RWZI lozingen aangroei perifyton aangroei perifyton model plantengroei bij meer nutrienten en hogere T model plantengroei bij meer nutrienten en hogere T kiemkrachtonderzoek scoren kieming op substraat rivierbodem transplanteren planten in rivier en monitoren groei transplanteren planten in meer en monitoren groei groei bij verschillende algendichtheden transplanteren planten in meer en monitoren groei bij verschillende temperaturen met exoten bij verschillende temperaturen met exoten

veldexperiment/model

rivier

zaadbankonderzoek meer zaad/vegetatief mat. in de buurt rivier exclosure meer exclosure rivier exclosure rivier exclosure meer exclosure rivier exclosure meer concurrentieproeven rivier concurrentieproeven meer concurrentieproeven rivier concurrentieproeven meer meso kosmos meer ? rivier

Foekema et al 2005 van Dijk 1991 dl Haye 1992 ? ? vd Berg dl Haye dl Haye ? ? ? ? ? ? vd Berg et al 2001 Tosserams et al 1999 Verheij et al 1994 dl Haye 1994 dl Haye 1994 dl Haye 1994 ? ? Coops 1996 ? ? ? dl Haye 1992 v Vierssen et al 1992

model log. regr. kans op voorkomen 3 soorten invloed peilbeheer op helofyten Semiveldexperimenten in golfbakken transplantie bij waterstandsfluctuaties transplantie bij waterstandsfluctuaties studie diepteverdelingecotopenversch.waterstanden voorspelling op basis van expert judgement transplantatie bij waterstandsfluctuaties kieming/groei oeverplanten bij verschillende waterstanden water en oeverplanten bij verschillende waterstanden model diepteverdelingecotopenversch.waterstanden model diepteverdelingecotopenversch.waterstanden kunnen plantendelen watersysteem bereiken Groei planten in enclosures zonder bodemwoelende vis

Van Dokkum et al 2000 plaatsen schotten om windwerking te reduceren WL? sedimentatie bij hogere afvoer WL? erosie bij hogere afvoer WL? sedimentatie bij hogere afvoer WL? erosie bij hogere afvoer dl Haye 1992 kieming van zaden op verschillende bodemtypes vd Berg 1999 kieming vam zaden op verschillende bodemtypes dl Haye transplantatie op verschillende bodemtypes vd Berg? transplantatie op verschillende bodemtypes ? verspreiding losse planten en scoren vestiging ? verspreiding losse planten en scoren vestiging ? modelleren andere ondergrond door hogere afvoeren ? modelleren andere ondergrond door hogere afvoeren ? modelleren verschillende inrichtingen ? modelleren verschillende inrichtingen Noordhuis & Van Schie 2005 monitoren verschillende inrichtingen Delft Hydrolics inmeten terreinhoogtes voor model ? monitoren verschillende taluds Adriaanse 1996 monitoren verschillende taluds ?

Delft Hydrolics

inmeten terreinhoogtes voor model

vd Berg 1999 dl Haye 1992 ? ?

onderzoeken of er genoeg zaad in de bodem zit onderzoeken of er genoeg zaad in de buurt is afschermen delen vegetatie voor beheer en onderhoud afschermen delen vegetatie voor beheer en onderhoud afschermen delen vegetatie voor vissen afschermen delen vegetatie voor vissen afschermen delen vegetatie voor vogels afschermen delen vegetatie voor vogels concurrentie tussen inheemse soort en exoten concurrentie tussen inheemse soort en exoten concurrentie tussen inheemse soort en exoten concurrentie tussen inheemse soort en exoten vaststellen groei op verrijkte en verontreinigde bodem ?

Specken 2004 ? ? ? ? Slijkerman et al 2005 ?





4. Macrofauna nr. 11 12 13 21 22 23 24 3

categorie stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen 41 stoffen 42 stoffen 43 stoffen 44 stoffen 51 stoffen 52 stoffen 53 stoffen 61 stoffen 62 stoffen 63 stoffen 64 stoffen 7 stoffen 81 stoffen 82 stoffen 83 stoffen 91 stoffen 92 stoffen 93 stoffen 94 101 stoffen 102 stoffen 103 stoffen 104 stoffen 111 hydrologie 112 hydrologie 113 hydrologie 121 hydrologie 122 hydrologie 123 hydrologie 131A hydrologie 131B hydrologie 132 hydrologie 133 hydrologie 14 hydrologie 15 hydrologie 161 hydrologie 162 hydrologie 171 morfologie 172 morfologie 173 morfologie 181 morfologie 182 morfologie 183 morfologie 19 morfologie 201 morfologie 202 morfologie 203 morfologie 211 soorten 212 soorten 213 soorten 214 soorten 221 soorten 222 soorten 223 soorten 224 soorten 23 complex 241 complex 242 complex 243 complex 244 complex 25 complex

stuurvariabele nutrienten nutrienten nutrienten nutrienten nutrienten nutrienten nutrienten nutrienten nutrienten nutrienten nutrienten nutrienten zuurstof zuurstof zuurstof zuurstof zuurstof zuurstof zuurstof zuurstof saliniteit saliniteit saliniteit saliniteit saliniteit saliniteit saliniteit temperatuur temperatuur temperatuur temperatuur stroomsnelheid stroomsnelheid stroomsnelheid stroomsnelheid stroomsnelheid stroomsnelheid afvoerfluctuatie afvoerfluctuatie stroomsnelheid stroomsnelheid peilbeheer peilbeheer kwel kwel substraat (variatie) substraat (variatie) substraat (variatie) substraat (variatie) substraat (variatie) substraat (variatie) substraat (variatie) substraat (variatie) substraat (variatie) substraat (variatie) exoten exoten exoten exoten exoten exoten exoten exoten kanalisatie normalisatie normalisatie normalisatie normalisatie visserij

type ecoassay meso kosmos meso kosmos meso kosmos veldexperiment veldexperiment veldexperiment veldexperiment stroomgoten veldexperiment veldexperiment veldexperiment stroomgoten meso kosmos meso kosmos meso kosmos veldexperiment veldexperiment veldexperiment veldexperiment stroomgoten meso kosmos meso kosmos meso kosmos veldexperiment veldexperiment veldexperiment veldexperiment meso kosmos meso kosmos meso kosmos meso kosmos stroomgoten stroomgoten stroomgoten stroomgoten stroomgoten stroomgoten veldonderzoek veldonderzoek veldexperiment veldexperiment veldexperiment veldexperiment veldexperiment veldexperiment meso kosmos meso kosmos meso kosmos veldexperiment veldexperiment veldexperiment schaalmodel model model model concurrentie proeven concurrentie proeven concurrentie proeven concurrentie proeven model model model model ? ? ? ? ? veldonderzoek

watercat. meer overg. Water kust rivier meer overg. Water kust rivier meer overg. Water kust rivier meer overg. Water kust rivier meer overg. Water kust rivier meer overg. Water kust rivier meer overg. Water kust rivier meer overg. Water kust rivier overg. Water kust rivier overg. Water kust rivier rivier overg. Water kust meer meer rivier meer rivier overg. Water kust rivier overg. Water kust rivier rivier overg. Water kust rivier meer overg. Water kust rivier meer overg. Water kust rivier rivier meer overg. Water kust kust

ref Noordhuis et al 1994 ? Prins 1996 ? ? ? Prins 1996 ? ? ? ? ?

korte beschrijving proef met driehoeksmosselen in proefvijvers

Klink & bd Vaate 1994 ? ? Van Schie 1996 ? Oost et al in prep Klink & bd Vaate 1994 Nijboer et al 2005 ? ? ? ? Klink 1986? ? Klink 1986? ? Advies Dick de Jong ? Advies Dick de Jong ? ? Advies Dick de Jong ? Advies Dick de Jong WL WL Graveland 2005 ?

invloed afvoerfluctuaties op drift

? ? ? ? ? Kraan et al 2004

invloed nutrienten gehalte op macrofauna

invloed nutrienten gehalte op macrofauna

modellen modellen

invloed van afvoer op zoutgehalte overleving Zoetwaterneriet in proefopstelling model berekeningen invloed afvoerfluctuaties op drift invloed afvoerfluctuaties op populatie kokerjuffer

literatuur onderzoek naar belangrijke factoren literatuur onderzoek naar belangrijke factoren verschillende slibgehalten testen bij diverse organismen verschillende slibgehalten testen bij diverse organismen verschillende substraten testen bij diverse organismen scoren volwassen strandgapers scenario's testen in schaalmodel/rivierk. modellen Toekomst scenario's testen in schaalmodel/rivierk. modellen project ZEEKENNIS en andere modellen voor bodemdieren

effecten kokkelvisserij op macrofauna gemeenschap





5. Vis nr. 11 12 13 21 22 23 31 32 33 41 42 5 61 62 7 81 82 9 101 102 11 121 121 131 132 141 142 151 152 161 162 171 172 18 191 192 201 202 211 211 221 222 231 232 241 242 251 252 253 261 262 263 271 272 273 281 282 283 291 292 293 301 302 303 311/2/3 321/2/3 331/2/3 341/2/3 351/2/3 361/2/3 371 38 391 392 393 401 402 403

categorie stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen stoffen hydrologie hydrologie hydrologie hydrologie hydrologie hydrologie hydrologie hydrologie hydrologie hydrologie hydrologie hydrologie hydrologie hydrologie hydrologie hydrologie hydrologie hydrologie hydrologie hydrologie hydrologie morfologie morfologie morfologie morfologie morfologie morfologie morfologie morfologie morfologie morfologie morfologie morfologie morfologie morfologie morfologie morfologie morfologie morfologie morfologie morfologie soorten soorten soorten soorten soorten soorten soorten soorten soorten soorten soorten soorten soorten soorten

stuurvariabele type ecoassay watercat. nutrienten meso kosmos meer nutrienten meso kosmos overg. Water nutrienten meso kosmos rivier nutrienten veldexperiment meer nutrienten veldexperiment overg. Water nutrienten veldexperiment rivier nutrienten meso kosmos meer nutrienten meso kosmos overg. Water nutrienten meso kosmos rivier zuurstof meso kosmos meer zuurstof meso kosmos overg. Water zuurstof stroombakken rivier zuurstof meso kosmos meer zuurstof meso kosmos overg. Water zuurstof stroombakken rivier temperatuur meso kosmos meer temperatuur meso kosmos overg. Water temperatuur stroombakken rivier temperatuur meso kosmos meer temperatuur meso kosmos overg. Water temperatuur stroombakken rivier saliniteit meso kosmos meer saliniteit meso kosmos overg. Water peildynamiek ontwikkeling waterplanten meer peildynamiek ontwikkeling waterplanten overg. Water peildynamiek verdeling ecotopen meer peildynamiek verdeling ecotopen overg. Water peildynamiek vorm onderwatertalud meer peildynamiek vorm onderwatertalud overg. Water migratiebarrieres model rivier migratiebarrieres model overg. Water migratiebarrieres vangen en terugzetten rivier migratiebarrieres vangen en zenderen overg. Water stroming veldwaarnemingen rivier stroming model rivier stroming model overg. Water waterstandsfluct. stroomgoten rivier waterstandsfluct. stroomgoten overg. Water waterstandsfluct. eros./sed.processen rivier waterstandsfluct. eros./sed.processen overg. Water waterstandsfluct. verdeling ecotopen rivier waterstandsfluct. verdeling ecotopen overg. Water waterstandsfluct. eros./sed.processen rivier waterstandsfluct. eros./sed.processen overg. Water inundatieareaal verdeling ecotopen rivier inundatieareaal verdeling ecotopen overg. Water inundatieareaal verdeling oevervorm rivier inundatieareaal verdeling oevervorm meer inundatieareaal verdeling oevervorm overg. Water inundatieareaal verdeling oevervorm rivier inundatieareaal verdeling oevervorm meer inundatieareaal verdeling oevervorm overg. Water paaiplaatsen verdeling ecotopen rivier paaiplaatsen verdeling ecotopen meer paaiplaatsen verdeling ecotopen overg. Water paaiplaatsen verdeling ecotopen rivier paaiplaatsen verdeling ecotopen meer paaiplaatsen verdeling ecotopen overg. Water diepteverdeling verdeling ecotopen rivier diepteverdeling verdeling ecotopen meer diepteverdeling verdeling ecotopen overg. Water diepteverdeling verdeling ecotopen rivier diepteverdeling verdeling ecotopen meer diepteverdeling verdeling ecotopen overg. Water oeverplanten kiemexperimenten r/m/overg wat. oeverplanten transplantatieexperimenten r/m/overg wat. waterplanten kiemexperimenten r/m/overg wat. waterplanten transplantatieexperimenten r/m/overg wat. exoten concurrentie proeven r/m/overg wat. exoten concurrentie proeven r/m/overg wat. visserij model rivier kanalisatie model rivier normalisatie model rivier normalisatie model meer normalisatie model overg. Water eutrofieringscomplexmodel rivier eutrofieringscomplexmodel meer eutrofieringscomplexmodel overg. Water

ref ? ? ? ? ? ?

korte beschrijving ontwikkeling vis bij verschillende P gehalte ontwikkeling vis bij verschillende P gehalte

Coops 2002 evaluatie ecologische effecten van peilbeheer ? ? model ? model ? ? Winter & vDensen 2001 sprintfish (RIVO) berekent sprintafstand vissoorten bij bepaalde T en V Winter & vDensen 2001 sprintfish (RIVO) berekent sprintafstand vissoorten bij bepaalde T en V Kemper 1998 met vangen, merken en terugzetten de passeerbaarheid van barrieres testen bd Vaate & Breukelaar 2001 met vangen, zenderen en volgen de passeerbaarheid van barrieres testen Grift 2001 samenstelling en lengte visstand uitgezet tegen habitat kenmerken Winter & vDensen 2001 sprintfish (RIVO) berekent afstand die vissoort kan afleggen bij bepaalde T en V Winter & vDensen 2001 sprintfish (RIVO) berekent afstand die vissoort kan afleggen bij bepaalde T en V ? uitspoeling eieren of larven ? goed voor fint ? (RIZA Arnhem) ? ?(RIZA) beschikbaar areaal afvoer berekeningen ? (MER haringvliet sluizen) model ? (RIZA Arnhem) ? ? (RIZA Arnhem) overstromingsmodellen ? overstromingsmodellen ? (RIZA Arnhem) overstromingsmodellen ? overstromingsmodellen ? overstromingsmodellen ? (RIZA Arnhem) overstromingsmodellen ? overstromingsmodellen ? overstromingsmodellen Pollux 2005 vangstgegevens versus aanwezigheid kritisch habitat ? vangstgegevens versus aanwezigheid kritisch habitat ? vangstgegevens versus aanwezigheid kritisch habitat RIZA web site rhasim model ? HSI modellen ? HSI modellen Pollux 2005 afstand bepalen tussen kritische habitats en areaal vissen ? model ? model RIZA web site rhasim model ? model ? model

? ? ? ? ? o.a. Meijer 2000 Boers

model model model model ? Wolderwijd afvissing Volkerakzoommeer





6. Angiospermen nr. 11 12 21 22 31 32 41/2 51/2 61/2 71/2 81/2 91/2 10 111 112 121 122 131 132 141 142 151 152a 152b 161 162 171 172 181 182 191 192 201 202 211 212 221 222 231 232 241 242 251 252 261 262 271 272 281 282

type stuurv. categaorie nutrienten stoffen nutrienten stoffen nutrienten stoffen nutrienten stoffen nutrienten stoffen nutrienten stoffen stoffen (toxiciteit) stoffen doorzicht stoffen doorzicht stoffen saliniteit stoffen saliniteit stoffen saliniteit stoffen getijdewerking hydrologie getijdewerking hydrologie getijdewerking hydrologie getijdewerking hydrologie getijdewerking hydrologie getijdewerking hydrologie overspoeling hydrologie overspoeling hydrologie overspoeling hydrologie overspoeling hydrologie overspoeling hydrologie overspoeling hydrologie overspoeling hydrologie structuur bodem morfologie structuur bodem morfologie structuur bodem morfologie structuur bodem morfologie structuur bodem morfologie structuur bodem morfologie slibgehalte morfologie slibgehalte morfologie slibgehalte morfologie slibgehalte morfologie slibgehalte morfologie slibgehalte morfologie inrichting morfologie inrichting morfologie inrichting morfologie inrichting morfologie inrichting morfologie inrichting morfologie pionierveg (kwelders+schorren) soorten pionierveg (kwelders+schorren) soorten climaxveg (riet en strandkweek) soorten climaxveg (riet en strandkweek) soorten

stuurvariabelen watercat. meso kosmos overg. Water literatuurstudie kust veldexperiment overg. Water veldexperiment kust model overg. Water model kust enclosures/veldexperiment kust/ ov.wat. meso kosmos kust/ ov.wat. veldexperiment kust/ ov.wat. model kust/ ov.wat. meso kosmos kust/ ov.wat. veldexperiment kust/ ov.wat. model overg. Water meso kosmos overg. Water meso kosmos kust veldexperiment overg. Water veldexperiment kust model overg. Water model kust meso kosmos overg. Water meso kosmos kust veldexperiment overg. Water veldexperiment kust veldexperiment kust model overg. Water model kust meso kosmos overg. Water meso kosmos kust veldexperiment overg. Water veldexperiment kust model kust model overg. Water kiemexperimenten overg. Water kiemexperimenten kust stroomgoten overg. Water veldexperiment kust model overg. Water model kust bureau studie overg. Water bureau studie kust exclosure overg. Water exclosure kust model overg. Water model kust exclosure overg. Water exclosure kust exclosure overg. Water exclosure kust

exoten exoten

concurrentie proeven concurrentie proeven

doorzicht

stoffen

soorten soorten

ref

korte beschrijving

Wijgergangs 1994 ? ? Oost et al. in prep. Oost et al. in prep.

zeegras relatie met voedingsstoffen en zoutgehalte

v Katwijk 2003

genoeg doorzicht tot 0,80 NAP voor groei zeegras

? modelleren plantengroei bij hogere beschikbaarheid nutrienten door T stijging modelleren plantengroei bij hogere beschikbaarheid nutrienten door T stijging

? de invloed van getijdewerking op groei angiospermen ? de invloed van getijdewerking op groei angiospermen ? v katwijk & Wiegergangs 2000 Kiemexperimenten op luwe en geëxposeerde plekken SCALWEST? hydrodynamisch model Oost et al. in prep. met toekomst scenario uitgeruste zeegraskansenkaart RIKZ ? de invloed van overspoeling op groei angiospermen ? de invloed van overspoeling op groei angiospermen ? ? v Katwijk & Wiegergangs 2000 kieming op verschillende geexposeerde plekken www.zeegras.nl zonering in relatie tot water en sedimentdynamiek Oost et al. in prep. met toekomst scenario uitgeruste zeegraskansenkaart RIKZ Oost et al. in prep. met toekomst scenario uitgeruste zeegraskansenkaart RIKZ ? Westerveld & Verschuren 1992 aanplant op verschillende substraten ? Westerveld & Verschuren 1992 aanplant op verschillende substraten Oost et al. in prep. met toekomst scenario uitgeruste zeegraskansenkaart RIKZ ESTMORF semi empirisch 1Dnetwerkmodel oid. v Katwijk & Wiegergangs 2000 invloed slibgehalte op kieming van angiospermen v Katwijk & Wiegergangs 2000 invloed slibgehalte op kieming van angiospermen NIOO CEME sedimentatie en erosie van slib bij verschillende soorten van schorren ? aanplant bij verschillende slibgehalten Oost et al. in prep. met toekomst scenario uitgeruste zeegraskansenkaart RIKZ Oost et al. in prep. met toekomst scenario uitgeruste zeegraskansenkaart RIKZ v Katwijk 1999 bureau studie naar aanleg beschermende structuren voor jonge zeegrasvelden v Katwijk 1999 bureau studie naar aanleg beschermende structuren voor jonge zeegrasvelden v Katwijk 2003 aanleg bescherming tegen waterdynamiek v Katwijk 2003 aanleg exclosures als bescherming tegen waterdynamiek Oost et al. in prep. modelleren inrichtingsvarianten bij hogere dynamiek v Katwijk? modelleren inrichtingsvarianten bij hogere dynamiek

overg. Water kust


7. Macroalgen Voor macroalgen zijn geen ecoassays gevonden.




LITERATUUR OVER BIOASSAYS ASTM (1998). Designation E72498. standard guide for conducting static acute toxicity tests starting with embryos of four species of saltwater bivalve mollucs. Annual Book of ASTM Standards, volume 11.05. ASTM E119103a (2003). Standard Guide for Conducting LifeCycle Toxicity Tests with Saltwater Mysids. ASTM E119397 (2004). Standard Guide for Conducting Daphnia magna LifeCycle Toxicity Tests. ASTM E184104 (2004). Standard Guide for Conducting Renewal Phytotoxicity Tests With Freshwater Emergent Macrophytes. ASTM E72498 (2004). Standard Guide for Conducting Static Acute Toxicity Tests Starting with Embryos of Four Species of Saltwater Bivalve Molluscs. ASTM E156398 (2004). Standard Guide for Conducting Static Acute Toxicity Tests with Echinoid Embryos ASTM E149892 (2004). Standard Guide for Conducting Sexual Reproduction Tests with Seaweeds. ASTM E170605 (2005). Standard Test Method for Measuring the Toxicity of SedimentAssociated Contaminants with Freshwater Invertebrates. ASTM E129501 (2006): Standard Guide for Conducting ThreeBrood, Renewal Toxicity Tests with Ceriodaphnia dubia AquaSense (2000). Aquatische macrofyten in ecotoxiciteitsonderzoek. Mogelijkheden voor het evalueren van sediment. AquaSense intern R&D project. AquaSense rapportnummer 14645.n. AquaSense (2005). Inventarisatie ecoassays. Instrumenten voor nader Onderzoek KRW monitoring (groeidocument 3).AquaSense Rapport nr. 2525. AquaSense (2005). Een ammoniumbestendige test voor Corophium volutator volgens RIKZ/Specie01. Toepasbaarheid en betrouwbaarheid van een aangepast testsysteem. In opdracht van: Rijkswaterstaat, Rijksinstituut voor Kust en Zee. Rapportnummer: 2602. Beiras, R. & E. His (1994). Effects of dissolved mercury on embryogenesis, survival, growth and metamorphosis of Crassostrea gigas oyster larvae. Marine Ecology Progress Series 113: 95103. Beiras, R. & E. His (1995). Effects of dissolved mercury on embryogenesis, survival and growth of Mytilus galloprovincialis mussel larvae. Marine Ecology Progress Series 126: 185189. Bellas, J., R. Beiras & E. Vázquez (2004). Sublethal Effects of Trace Metals (Cd, Cr, Cu, Hg) on Embryogenesis and Larval Settlement of the Ascidian Ciona intestinalis. Journ. Arch. of Environm. Contam. and Toxicology 46(1): 6166. Berking, S. (1991). Effects of the anticonvulsant drug Valproic acid and related substances on developmental processes in hydroids. Toxicology In Vitro 5(2): 109117. Beusekom, S.A.M. van, Admiraal, W., Sterkenburg, A. & De Zwart, D. (1999), ECO notitie 98/09. Handleiding PAMTEST. Calabrese, A., J.R. Macinnes, D.A. Nelson & J.E. Miller (1977). Survival and growth of bivalve larvae under heavy metal stress. Marine Biology 41: 179184. Calabrese (1984). Ecotoxicology testing with marine molluscs. In: G. Persoone, E. Jaspers & C. Claus (eds.). Ecotoxicology testing for the marine environment, Volume 1. State University of Ghent Institute for Marine Scientific Research, Bredene, Belgium. p 455478.? Casellato, S. & P. Negrisolo (1989). Acute and chronic effects of an anionic surfactant on some freshwater tubificid species. Hydrobiologia 180: 243252.




Chial, B. & G. Persoone (2002a). Cystbased toxicity tests XII – Development of a short chronic sediment toxicity test with the ostracod crustacean Heterocypris incongruens. Selection of test parameters. Environmental Toxicology 17(6): 520 527. Chial, B. & G. Persoone (2002b). Cystbased toxicity tests XIII – Development of a short chronic sediment toxicity test with the ostracod crustacean Heterocypris incongruens. Methodology and precision. Environmental Toxicology 17(6): 528 532. Chial, B. & G. Persoone (2002c). Cystbased toxicity tests XIV – Application of the ostracod solid phase microbiotest for toxicity monitoring of river sediments in Flanders (Belgium). Environmental Toxicology 17(6): 533537. Creasel, 1990a. ROTOXKIT Fm, Rotifer toxicity screening test for freshwater, standard operational procedure. V071090. Creasel, 1990b. ROTOXKIT Mm Rotifer toxicity screening test for estuarine and marine waters, standard operationai procedure. V07 1090. Deckere, E. de, W. de Cooman, M Floris & M.P. Devroede–Vanderlinden (2000). Handboek voor de karakterisatie van de bodems van de Vlaamse waterlopen, volgens TRIADE. 2e herziene druk. Ministerie van de Vlaamse Gemeenschap, departement Leefmilieu en Infrastructuur. Derksen, J.G.M., Spier, J.L., J.L. Maas en A.D. Vethaak (2004). Bioassays onder de loep. Selectie van bioassays voor zoet, zout en brak oppervlaktewater. RIZA rapport 2004.012, RIKZ 2004.029. Dinnel, P.A. (1987). Improved methodology for a sea urchin sperm bioassay for marine waters. Archives of Environmental Contamination and Toxicology 16: 2332. Duft, M., U. SchulteOehlmann, M. Tillman, B. Markert & J. Oehlmann (2003). Toxicity of triphenyltin and tributyltin to the freshwater mudsnail Potamopyrgus antipodarum in a new sediment biotest. Environmental Toxicology and Chemistry 22(1): 145152. Greve, G.D., H.G. van der Geest, S.C. Stuijfzand & M.H.S. Kraak (1998). Development of an ecotoxicity test using laboratory reared larvae of the riverine caddisflies Hydropsyche angustipennis and Cyrnus trimaculatus. Proceedings Experimental and Applied Entomology 9: 205 – 210. HallingSørensen, B. (2000). Algal toxicity of antibacterial agents used in intensive farming. Chemosphere 40: 731739. Havel, J.E. & B. L. Talbott (1995). Life history characteristics of the freshwater ostracod Cyprinotus incongruens and their application to toxicity testing. Ecotoxicology 4: 206218. Hayes, K.R., W.S. Douglas & J. Fischer (1996). Inter and Intra laboratory testing of the Daphnia magna IQ toxicity test. Bull Environ Contam Toxicol. 57: 660666. Heuvel, M.J. Van den, J.L. Maas & A.D. Vethaak (2005). De mogelijke toepassing van ecoassays binnen de Kaderrichtlijn Water. Rapport RIKZ/2005.019. Hickey, C.W.; Martin, M.L. (1999). Chronic toxicity of ammonia to the freshwater bivalve Sphaerium novaezelandiae. Archives of Environmental Contamination and Toxicology 36(1): 38–46. Hunt, J.W. & B.S. Anderson (1989). Sublethal effects of zinc and municipal effluents on larvae of the red abalone Haliotis rufescens. Marine biologogy 101: 545552. Fong, P.P. (1998). Zebra mussel spawning is induced in low concentrations of putative serotonin reuptake inhibitors. Biol. Bull. 194: 143149. Fong, P.P., P.T. Hulminski & L.M. D’Urso (1998). Induction and potentation of parturition in fingernail clams (Sphaerium striatinum) by Selective Serotonin Re uptake Inhibitors (SSRIs). Journal of Experimental Zoology 280: 260264. ICES (2003). Report of the working group of biological effects of contaminants (WGBEC), Kopenhagen. ISO 6341(1996). Water quality Determination of the inhibition of the mobility of Daphnia magna Straus (Cladocera, Crustacea) Acute toxicity test. Handreiking Diagnostiek Error! Reference source not found.



ISO 14669 (1999). Water quality Determination of acute lethal toxicity to marine copepods (Copepoda, Crustacea). ISO 8692:(2004). Water quality Freshwater algal growth inhibition test with unicellular green algae. ISO 10253 (2006). Water quality Marine algal growth inhibition test with Skeletonema costatum and Phaeodactylum tricornutum. Kemble, N.E., E.L. Brunson, T.J. Canfield, F.J. Dwyer & C.G. Ingersoll (1998). Assessing sediment toxicity form navigational pools of the upper Mississipi river using a 28day Hyalella azteca test. Archives of Environmental Contamination and Toxicology 35: 181190. Kiparissis, Y., P.Hodson, S. Zambon, I. Ibrahim, A. Ewert, S. Ramachandran & K. Lee (2002). Evaluating the efficiency of oil countermeasures by monitoring changes in the bioavailability and toxicity of fish of PAH from wetland sediments. Poster. Kubitz, J.A., E.C. Lewek, J.M. Besser, J.B. Drake III & J.P. Giesy (1995). Effects of coppercontaminated sediments on Hyalella azteca, Daphnia magna, and Ceriodaphnia dubia: survival, growth, and enzyme inhibition. Archives of Environmental Contamination and Toxicology 29: 97103. Lange, H. J. de, E. M. de Haas, H. Maas & E. Peeters, 2005. Contaminated sediments and bioassay responses of three macroinvertebrates, the midge larva Chironomus riparius, the water louse Asellus aquaticus and the mayfly nymph Ephoron virgo. Chemosphere 61: 17001709. Legler, J., J.L.M. Broekhof, A. Brouwer, P.H. Lanser, A.J. Murk, P.T. van der Saag, A.D. Vethaak, P. Wester, D. Zivkovic & B. van der Burg (2000). A novel in vivo bioassay for (xeno)estrogens using transgenic zebrafish. Environmental Science and Technology 34: 44394444. Maas, J.L., E.J. van de Plassche, A. Straetmans, A.D. Vethaak & A.C. Belfroid (2003). Normstelling voor bioassays. Uitwerking voor oppervlaktewater en waterbodem. Rijksinstituut voor Integraal Zoetwaterbeheer en Afvalwaterbehandeling (RIZA), Lelystad. RIZA rapport 2003.005, RIKZ rapport 2003.007. McKinney, A D. & D.C. Wade ( 1996). Comparative response of Ceriadaphnia dubia and juvinile Anodonta imbecillis to pulp and paper mill effluents discharged to the Tennessee river and its tributaries. EBvironmental toxicology and chemistry 15(4): 514517. MathijssenSpiekman E.A.M., J.H. Canton & C.J. Roghair (1989). Onderzoek naar de toxiciteit van TBTO voor een aantal zoetwaterorganismen. RIVM rapportnummer 668118001. Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu (RIVM), Bilthoven. Migliore, L., S. Cozzolino & M. Fiori (2000). Phytotoxicity to and uptake of Flumequine used in intensive aquaculture on the aquatic weed, Lythrum salicaria L. Chemosphere 40: 741750. Naylor, C., L. Maltby & P. Calow (1989). Scope for growth in Gammarus pulex, a freshwater benthic detritivore. Hydrobiologia 188/189: 517523. Nebeker, A.V., M.A. Cairns, J.H. Gakstatter, K.W. Malueg, G.S. Schytema & D.F. Krawczyk (1984). Biological methods for determining toxicity of contaminated freshwater sediment to invertebrates. Environmental Toxicology and Chemistry 3: 617630. Nipper, M.G. & D.S. Roper (1995). Growth of an amphipode and a bivalve in uncontaminated sediments: implications for chronic toxicity assessments. Marine Pollution Bulletin 31: 424430. OSPAR (2005). Protocols on Methods for the Testing of Chemicals Used in the Offshore Oil Industry (reference number: 200511 (a revised version of agreement 199507)). Pascoe, D., W. Kantanut & C.T. Müller (2003). Do pharmaceuticals affect freshwater invertebrates? Chemoshere 51(6): 521528.




Powell, R.L., R.A. Kimerle & E. M. Moser (1996). Development of a plant bioassay to assess toxicity of chemical stressors to emergent macrophytes. Environmental Toxicology and Chemistry 15(9): 15701576. Roast, S.D., J. Widdows & M.B. Jones (1999). Scope for growth of the estuarine mysid Neomysis integer (Peracarida: Mysidacea): effects of the organophosphate pesticide chlorpyrifos. Marine Ecology Progress Series 191: 233241. Spier, J.L., J.G.M. Derksen, J.Lahr en J.L. Maas (2004). Bioassays onder de loep. Selectie van chronische in vivo bioassays voor zoete sedimenten. RIZA rapport 2004.011. Sweeney, B.W., D.H. Funk & L.J. Standley (1993). Use of the stream mayfly Cloeon triangulifer as a bioassay organism: life history response and body burden following exposure to technical chlordane. Environmental Toxicology and Chemistry 12: 115125. Postma, J., A. Derksen, M. van de HeuvelGreve en D. Vethaak (2003). Het ontwikkelen van chronische in vivo bioassays voor brakke en mariene sedimenten. RIKZ rapport 2003.001. Roper, J.M., D.S. Cherry & J.W. Simmers (1994). Sediment toxicity and bioaccumulation of toxicants in de zebra mussel, Dreissena polymorpha at Times Beach, New York. Proceedings of the Fourth International Zebra Mussel Conference, Madison, Wisconsin, March 1994. Royal Haskoning. Handreiking Diagnostiek. Eindrapport versie 2 (150206) 9R4260/RKn/DenB. Ruiz, J.M., G.W. Bryan & P.E. Gibbs (1994). Bioassaying the toxicity of tributyltin (TBT) polluted sediment to spat of the bivalve Scrobicularia plana. Marine Ecology Progress Series 113(12): 119130. Triebskorn, R., H. Casper, A. Heyd, T. Eikemper, H.R. Köhler & J. Schwaiger (2004). Toxic effects of nonstereoidal anti inflammatory drug diclofenac. Aquatic toxicology 68 (2): 151166. Walsh, G.E., D.E. Weber, T.L. Simon & L.K. Brashers (1991). Toxicity test of effluents with marsh plants in water and sediment. Environmental Toxicology and Chemistery 10(4): 517525.




LITERATUUR OVER ECOASSAYS Adriaanse, L.A. (1996). Natuurlijke en natuurtechnische oeverbeschermingen. Literatuurstudie naar de factoren en functies die in oeverzones een rol spelen en naar mogelijkheden voor natuurlijke en atuurtechnische oeverbeschermingen langs oevers van met name zoete wateren. Rapport GWWS86.408. Rijkswaterstaat Deltadienst. Bij de Vaate, A. & A.W. Breukelaar (2001). De migratie van zeeforel in Nederland. RIZA rapportnr. 2001.046. ISBN 9036954037. Boers P.C.M. 1986. Studying the Phosphorus Release from the Loosdrecht Lakes Sediments, Using a Continuous Flow System. Hydrobiol. Bull. (20), 5160. Boers, P.C.M. & O. van Hese (1988). Phosphorus Release from the Peaty Sediments of the Loosdrecht Lakes (The Netherlands). Water Research 22, 355363. Coops, H. (1996). Helophyte zonation: impact of water depth and wave exposure. PhD. Thesis University of Nijmegen. Coops, H. (2002). Ecologische effecten van peilbeheer: een kennisoverzicht. RIZA rapport 2002.040. RIKZ rapport 2002.041. DWW rapport DWW2002053. De la Haye, M.A.A. (1992). Groei en overleving van Vlottende Waterranonkel (Ranunculus fluitans) in de Maas: transplantatie en semiveldexperimenten. RIZA notanr. 92.017., EHM reeks nr. 2. De la Haye, M.A.A. (1992). Worden groei, overleving en kieming van Vlottende waterranonkel (Ranunculus fluitans LAMK) in Maaswater beïnvloed door waterstandsfluctuaties? semiveldexperimenten. EHM reeks nr. 8. De la Haye, M.A.A. (1994). De invloed van stroomsnelheid op de aangroei van benthische algen en de aanhechting van Maasslib op kunstmatig substraat in stroomgoten EHM reeks nr. 19. De Lange, H.J., J. de Jonge, E.T.H.M. Peeters (2005). Draagkracht in het rivierengebied voor vogels en vissen; Productie van macrofauna in relatie tot sedimentverontreiniging en voedsel. RIZA rapport 2005.002;AKWA rapport 05.004; ISBN 9036957117. Derksen, J.G.M., J.L. Spier, J.L. Maas en A.D. vethaak (2004). Bioassays onder de loep; selectie van bioassays voor zoet, zout en brak oppervlaktewater. RIZA rapport 2004.012, RIKZ rapport 2004.029, ISBN 9036956366. De Weger, D. & R.H.H.P. Jaeger (2001). Risicoanalyse doorspoelproef Volkerak Zoommeer. Bouwdienst RWS interne notitie. Versie 30 oktober 2001. Eminson, D. & G. Philips (1978). A laboratorium experiment to examine the effects of nutrient enrichment on macrophyte and epiphyte growth. Verh. Int. Verein. Limnol. 20: 8287. Foekema E.M., H.P. van Dokkum, A.C. Sneekes, G. Hoornsman, P. Koelma & A. Kreike (2005). Mesocosm studie naar het effect van rwzieffluent op het ontvangend oppervlaktewater. TNOrapport B&ODH R 2005/179. Graneli, E. & M.O. Moreira (1990). Effects of river water of different origin on the growth of marine dinoflagellates and diatoms in laboratory cultures. J. Exp. Mar. Ecol. 136: 89106. Graveland, J. (eindred.) (2005). Fysich en ecologische kennis en modellen voor de Westerschelde. Wat is beleidsmatig nodig en wat is beschikbaar voor e MER verruiming Vaargeul? RIKZ rappnr. 29005.018. ISBN 903693429X. Grift, R. (2001). How fish benefit from floodplain restoration along the lower River Rhine. PhD. Thesis University Wageningen. ISBN 9058084884. Hosper S.H. (1997). Clearing lakes. Proefschrift Landbouwuniversiteit Wageningen. Huisman J. & K. Jöhnk K (2004). Intermittent Mixing in Lake Nieuwe Meer. Field Experiment and Model Simulations 2003. Report for Hoogheemraadschap Rijnland Klapwijk S.P. (1988). Eutrophication of surface waters in the dutch polder landscape. Proefschrift Technische Universiteit Delft. Handreiking Diagnostiek Error! Reference source not found.



Klink, A. (1986). Literatuuronderzoek naar enige factoren die invloed hebben op het biologisch herstel van de Grensmaas. ). Hydrobiologisch Adviesbureau Klink rapportnr. 24. Klink, A. & B. Bij de Vaate (1994). Effecten van kunstmatige afvoerfluctuaties op de drif van macroevertebraten in la Moyenne Meuse (Lotharingse Maas). Hydrobiologisch Adviesbureau Klink rapportnr. 47. Kraan, C., Th. 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 NIOZ Intern Rapport. Lenssen, J.P.M., F.B.J. Menting, W.H. van der Putten, M.A.A. de la Haye, J.A. van der Velden & H. Coops (1997). Soortenrijke oevers: sturen tussen riet en ruigte. DWW nr. PDWW97071 ISBN 9036937302. Liere, E. van & P.C.M. Boers (redactie) (2005). Nutriënten in oppervlaktewater. Achtergronddocument Beleidsmonitor Water. Thema Chemische Waterkwaliteit. Rapport 500799003/2005. Meijer ML., E.H.R.R. Lammens, A.J.P. Raat, M.P. Grimm & S.H. Hosper (1990). Impact of cyprinids on zooplankton and algae is ten drainable ponds. Hydrobiologia 191: 275284. Meijer ML. 2000. Biomanipulation in the Netherlands, 15 years of experience. Proefschrift Landbouwuniversiteit Wageningen. Nijboer, R.C., M.W. Van den Hoorn, Tj.H. Van den Hoek, R. Wiggers & P.F.M. Verdonschot (2005). Keylinks: Ecologische processen in sloten en beken; II De relatie tussen afvoerdynamiek, temperatuur en de populatiegroei van Agapetus fuscipes. Wageningen, Alterra, Alterrarapport 1069. 175 blz.; 103. ISSN 1566 7197. Noordhuis, R., H.H. Reeders & E.C.L. Marteijn (1994). Inzet van Driehoeksmosselen bij biologisch waterbeheer; resultaten van veldexperimenten. H2O 6: 150155. Noordhuis, R. & J. Van Schie (in prep.). Effecten van verdiepen op de watervegetatie in het Veluwemeer. Totaaloverzicht van resultaten 20022005. werkdocument 2005.0??X Oost, A., G. Becker, R. Weisse, J. Hofstede (in prep.). Climate?? Peeters, J.C.H., J.C.A. Joordens, A.C. Smaal & P.H. Nienhuis (Eds.) (1993). The impact of marine eutrophication on phytoplankton and benthic suspension feeders: results of a mesocosm pilot study. Report DGW93.039/NI00/CEM0654. ISBN 90369 03831. Peperzak, L. (2003). Climate change and harmfull algal blooms in the North Sea. Acta Oecologica 24:139144. Peperzak L. (2003). Effect van chlorideconcentratie op de groei van de cyanobacterie Microcystis sp. Werkdocument RIKZ/LP3. Pollux, B.J.A., A. Korosi, M. Dorenbosch, W.C.E.P. Verberk & P.M.J. Pollux (2005) Voortplanting, groei en migratie van de rivierdinderpad in NoordLimburgse beekmondingen. Kansen voor de rivierdonderpad bij toekomstige beekherstelmaatregelen. Natuurhistorisch maandblad 94: 172176. Postma, J.F., J. Derksen, M. van den HeuvelGreve & D. Vethaak (2003). Het ontwikkelen van chronische in vivo bioassays voor brakke en mariene sedimenten. RIKZ rapport 2003.001. Prins, T.C. (1996). Bivalve grazing, nutrient cycling and phytoplankton dynamics in an estuarine ecosystem. PhD Thesis. Universiteit Wageningen: Wageningen, The Netherlands. ISBN 9054854979. 159 pp. Reynolds, C.S., Wiseman, S.W. & M.J.O. Clarke (1984). Growth and lossrate responses of phytoplankton to intermittent artificial mixing and their potential application to the control of planktonic algal biomass. J. of Appl. Ecol., 1139. Riegman R. 1986. Phosphate phytoplankton interactions. Proefschrift Universiteit van Amsterdam.




RIZA (1995). Actief Biologisch Beheer in het WolderwijdNuldernauw, evaluatie en aanbevelingen voor het beheer. RIZAnota 94.058. Royal Haskoning (in prep.). Handreiking Diagnostiek Ecologische kwaliteit van watersystemen. Slijkerman D.M.E., R. Kampf, E.M. Foekema & H.P. van Dokkum (2005): Waterbodemverontreiniging en de haalbaarheid van ecologische streefbeelden. TNOrapport B&ODH R 2005/190. Spier, J.L., J.G.M. Derksen, J. Lahr en J.L. Maas (2004). Bioassays onder de loep; selectie van chronische in vivo bioassays voor zoete sedimenten. RIZA rapport 2004.011, ISBN 9036954924. Tosserams, M., J. Th. Vulink & H. Coops (1999). Tussen Water en Land – Perspectief voor Oeverplanten in het VolkerakZoommeer. RIZA rapport 99.031. Van Beek, G.C.W. (1993). Regenboogforel in de Rammekenskreek; een experiment met Actief Biologisch Beheer in brak water. Bureau Waardenburg i.o.v Waterschap Walcheren, rapportnr. 93.20. Van den Berg, M.S. (1999). Charophyte colonisation in shallow lakes; processes, ecological effects and implications for lake management. PhD. Thesis University of Amsterdam (VU). Van den Heuvel, M.J., J.L. Maas & A.D. Vethaak (2005). De mogelijke toepassing van ecoassays binnen de Kaderrichtlijn Water. Rapport RIKZ/2005.019. Van Dokkum H.P., D. van der Veen & R. Kampf (2000): Monitoring proefsloten Ilperveld TNOrapport B&ODH R 2000/122. Van Dijk, G.M. (1991). Light climate and its impact on Potamogeton pectinatus L. in a shallow eutrophic lake. Ph.D. thesis, Wageningen agricultural University. 125 p. Van Katwijk, M.M. (1999). Mogelijkheden van stabilisatietechnieken bij zeegrastransplantatie. Bureaustudie. Afdeling Aquatische Oecologie en Milieubiologie KUN. Van Katwijk, M.M. (2003). Reintroduction of eelgras (Zostera marine L.) in the Dutsch Wadden SeaL: a research overview and management vision. Reprint from: Wolff, W.J., K. Kessing, A. Kellerman & M.A. van Leeuwe (Eds). Challenges to the Wadden Sea. Proceedings of the 10th intern. Scientific Wadden Sea Symposium, Groningen 2000. Van Katwijk, M.M. & L.J.M. Wijgergangs (2000). Enkele voorwaarden voor kieming en zaailingontwikkeling van Groot zeegras (Zostera marina L.) Leerstoelgroep Aquatische oecologie en milieubiologie KUN in opdracht van het RIKZ. Van Rijn, L.C.(2003). Berekening van de bodemruwheid ten behoeve van het waterbewegingsmodel SCALWEST voor de Westerschelde. WL rapport. Van Schie, J. (1996). Overleving en groei van Zoetwaterneriet (Theodoxus fluviatilis) in een stroomgootopstelling aan de IJssel te Kampen. RIZA Werkdocument 96.039 X. Van Vierssen, M. Hootsmans & J. Vermaat (1994). Lake Veluwe amacrophyte dominated system under eutrophication stress. Geobotany 21. Verspagen, J.M.H., P. Boers, H.J. Laanbroek & J. Huisman (2005). Doorspoelen of opzouten? Bestrijding van blauwalgen in het VolkerakZoommeer. Rapport RIZA, UvA en NIOOKNAW. Visser P.M. (1995). Growth and vertical movement of the cyanobacterium Microcystis in stable and artificially mixed water columns. Proefschrift Universiteit van Amsterdam. Verheij, H.J., N. Geilen & F. de Groot (1994). Oevers begroeid met riet en mattenbies. Wisselwerking tussen belastingen en vegetatie. WLrapport Q632. Waterloopkundig laboratorium, De Voorst en RIZA Lelystad. Ysebaert, T. M. Fettweis. P. Meire & M. Sas (2005). Benthic variability in intertidal solf sediment in the mesohalien part of the Schelde estuary. Hydrobiologia 540 (nrs. 1 3): 197216.




Westerveld, S. & D. Verschuren (1992). Het effect van beschaduwing (tweede groeiseizoen) en het effect van substraattype op Zostera marina in een mesokosmosexperiment. Vakgroep oecologie KUN verslag no. 335. Wijgergangs, L.J.M. (1994). Zeegras in het Grevelingenmeer en de Oosterschelde, relatie met voedingsstoffen en zoutgehalte. Department of Aquatic Ecology and Environmental Biology, University of Nijmegen Winter, H.V. & W.L .T. van Densen (2001). Assessing the opportunities or upstream migration of nonsalmonid fishes in the weirregulated River Vecht. Fisheries Management and Ecology, 8:513532




LITERATUUR Aarts, H.P.A. (2000). Natuurlijke levensgemeenschappen van de Nederlandse binnenwateren deel 11, Rijkskanalen. Rapport AS11 ECLNV AKWA, 2006. Handleiding sanering waterbodems. AKWArapport 05.006 AKWA, RIZA, 2002. Richtlijn Nader Onderzoek voor waterbodems. Ernst en urgentiebepaling van verontreinigde waterbodems. AKWArapport 01.005. RIZA nota 2001.052 AquaSense (1993). Biologische typologie zoete waterbodems. Normaalwaarden voor biologische parameters. RIZA rapport 92.0241 AquaSense (2005). Bioassays onder de loep. Selectie van bioassays voor zoet, zout en brak oppervlaktewater inclusief zwevend stof. In opdracht van RIKZ en RIZA, rapportnr. 2331 AquaSense (2006a). Inventarisatie ecoassaya. Instrumenten voor Nader Onderzoek Kaderrichtlijn Water (groeidocument, versie 3). In opdracht van RIKZ en RIZA. Rapportnummer 25253 AquaSense (2006b). Inventarisatie bioassays. Instrumenten voor Nader Onderzoek KaderrichtlijnWater. In opdracht van RIKZ en RIZA. Rapportnummer 215501.Aquatische supplementen (2000). achtergronddocumenten bij het Handboek Natuurdoeltypen in Nederland. Uitgaven door ECLNV Arts, G.H.P. & G. van Duinhoven (2000). Sleutelen aan vennen. Brochure. Overlevingsplan Bos+Natuur. Uitgave expertisecentrum LNV Arts, G.H.P., P.W.M. van Beers, J.D.M. Belgers & F.G. Wortelboer (2000). Gedifferentieerde normstelling in oppervlaktewater: groeiplaatsen van isoetiden in relatie tot uitgevoerde herstelmaatregelen; huidige deposities op vennen getoetst aan kritische randvoorwaarden voor gebufferde vennen. Alterra, i.s.m. RIVM. In opdracht van het ministerie van VROM Bal, D., H.M. Beije, M. Fellinger, R. Haveman, A.J.F.M. van Opstal & F.J. van Zadelhoff, 2001. Handboek natuurdoeltypen. Rapport IKCLNV, Wageningen. Beek, M.A. & R.A.E. Knoben (1997). Ecotoxicologische risico’s van stoffen voor watersystemen. RIZA rapportnr. 97.064, Lelystad Beukema, J.J., C.H.R. Heip, P.H. Nienhuis & P.R. PollenLindeboom (1992). Biological effects of disturbances on estuarine and coastal marine environments. Netherlands Journal of Sea Research, Den Burg. 299 pp Bij de Vaate, A. & A.W. Breukelaar (2001). De migratie van zeeforel in Nederland. RIZA rapportnr. 2001.046. ISBN 9036954037 Bij de Vaate, A., K. Jazdzewski, H.A.M. Ketelaars, S. Gollasch & G. van der Velde (2002). Geographical patterns in range extension of PontoCaspian macroinvertebrate species in Europe. Can J Fish Aquat Sci 59: 1159-1174 Bijkerk, R. (2005). Stuurbaarheid van fytoplankton. Een onderzoek naar de stuurvariabelen van fytoplanktonbloeien als doelvariabelen in de Kaderrichtlijn Water. Rapport 2005096, Koeman & Bijkerk b.v. Haren, in opdracht van het RIZA. Bloemendaal, F.H.J.L. & J.G.M. Roelofs (red.) (1988). Waterplanten en waterkwaliteit. Natuurhistorische bibliotheek nr 45 van de Koninklijke Natuurhistorische Vereniging, Utrecht Boedeltje, G., Smolders, A., Duijn, P. & Leereveld, G. (2004a). De rol van slibophoping bij eutrofiëring in stagnante ondiepe oeverstroken. H2O 37: 3033 Boedeltje, G., J.P. Bakker, P. Duijn & G. Leereveld (2004b). De rol van de zaadvoorraad bij de vestiging van planten in ondiepe oeverstroken na het baggeren. H2O 37: 35 37




Boedeltje, G. (2005). The role of dispersal, propagule banks and abiotic conditions in the establishment of aquatic vegetation. Ph.D. Thesis, Radboud University, Nijmegen, 224 pp Boers, P.C.M. & D.T. van der Molen (1992). Invloed van fosfaatnalevering op de fosfaatconcentratie in meren voor en na sanering van de externe belasting. RIZA nota 92.021, 55 pp Boers, P.C.M. & O. van Hese (1988). Phosphorus Release from the Peaty Sediments of the Loosdrecht Lakes (The Netherlands). Water Research 22, 355363. Brouwer, E., R. Bobbink & J.G.M. Roelofs (2002). Restoration of aquatic macrophyte vegetation in acidified and eutrophied softwater lakes: an overview. Aquatic Botany 73: 405431 Boxman, A.W. & A.H.F. Stortelder (2000) Hoe natter, hoe beter? De invloed van het waterpeil bij maatregelen tegen verdroging in elzenbroekbossen. Rapport Afdeling Aquatische Oecologie en Milieubiologie, Universiteit Nijmegen en DLO, Alterra, Postbus 23, 6700 AA Wageningen Cirkel, D.G., E.P. Querner, P.J.J.F. Torfs & H.A.J. van Lanen (2003). Effecten van verdrogingbestrijdende maatregelen en klimaatverandering op extreem hoge afvoeren. Een modelstudie met SIMGRO voor het Stortelersbeekgebied; rapport 844, Alterra,Wageningen Cleveringa, J., S. Mulder, A. Oost (2004). Kustverdediging van de koppen van de Waddeneilanden: de dynamiek van de kust nabij buitendelta's en passende maatregelen voor het kustbeheer. Rapport RIKZ/2004.017, 69 pp. Cremers, N., A. de Swaaf, R. Portielje, J. Kranenbarg, J. Elbersen & J. Delsma, 2005. KRWverkenner (fase 1); Deel rapportage spoor Afbeelding Kennis. De la Haye, M.A.A. (1992). Groei en overleving van Vlottende Waterranonkel (Ranunculus fluitans) in de Maas: transplantatie en semiveldexperimenten. RIZA notanr. 92.017., EHM reeks nr. 2 De la Haye, M.A.A. (1992). Worden groei, overleving en kieming van Vlottende waterranonkel (Ranunculus fluitans LAMK) in Maaswater beïnvloed door waterstandsfluctuaties? semiveldexperimenten. EHM reeks nr. 8. De la Haye, M.A.A. (1994). De invloed van stroomsnelheid op de aangroei van benthische algen en de aanhechting van Maasslib op kunstmatig substraat in stroomgoten EHM reeks nr. 19 De Lange, H. J., J. de Jonge & E.T.H.M. Peeters (2005). Draagkracht in het rivierengebied voor vogels en vissen. Productie van macrofauna in relatie tot sedimentverontreiniging en voedsel. AKWA rapport 05.004 De Leeuw, C.C. & J.J.G.M. Backx (2001). Naar een herstel van estuariene gradiënten in Nederland. Een literatuurstudie naar de algemene ecologische principes van estuariene gradiënten, ten behoeve van herstelmaatregelen langs de Nederlandse kust. Rapport RIKZ/2000.044, RIZA/2000.034. RIKZ Haren, RIZA Lelystad. 167 pp. De Straat Milieuadviseurs (1996). Oriënterend onderzoek waterbodem Sliedrechtse Biesbosch. In opdracht van RWSDirectie ZuidHolland. RWSnota: APS/96—159. Derksen, J.G.M., J.L. Spier, J.L. Maas & A.D. vethaak (2004). Bioassays onder de loep; selectie van bioassays voor zoet, zout en brak oppervlaktewater. RIZA rapport 2004.012, RIKZ rapport 2004.029, ISBN 9036956366. Directie Kennis, LNV (2006). Onderzoek ten behoeve van het herstel en beheer van Nederlandse laagveenwateren. Eindrapportage 20032006, Rapport 2006/057O Dirksen, S. & Boudewijn, T.J., 1994. Begrazing van oevervegetaties door watervogels en muskusratten: literatuurstudie en aanzetten voor inrichting en beheer. Bureau Waardenburg rapport 94.21 Handreiking Diagnostiek Error! Reference source not found.



Eertman, R.H.M. (1997). Veranderingen in de estuariene ecotopen in de delta. RIKZ/AB96.803x. RIKZ, 25 pp Elbersen, J.W.H., P.F.M. Verdonschot, B. Roels & J.G. Hartholt, 2003. Definitiestudie Kaderrichtlijn Water (KRW). I. Typologie Nederlandse Oppervlaktewateren. Alterrarapport 669 Eminson, D. & G. Philips (1978). A laboratorium experiment to examine the effects of nutrient enrichment on macrophyte and epiphyte growth. Verh. Int. Verein. Limnol. 20: 8287 EPA (2000). Methods for measuring the toxicity and bioaccumulation of sediment associated contaminants with freshwater invertebrates. EPA 600/R99/064. Second edition Esselink, P. & G.J. Berg (2004). Hoogteontwikkeling en slibbalans van Polder Breebaart na invoering van een gedempt getijdenregime. Rapport 200401. Koeman en Bijkerk bijv ecologisch onderzoek en advies, Haren. 39 pp Esselink, P. & G.J. Berg. (in prep). Beheerplan Polder Breebaart. Beheersvisie en documentatie. Stichting Het Groninger Landschap, Haren / rapport 2005100, Koeman & Bijkerk bv ecologisch onderzoek en advies, Haren EU (2000). Richtlijn 2000/60/EG van het Europees parlement en de raad Evers, C.H.M. (2003). De ecologische effecten van kolonisatie van een ven door de Zonnebaars. Bachelorverslagen MilieuNatuurwetenschappen nr. 1, KUN, Nijmegen Evers, C.H.M, De Mars, H., Van den Broek, A.J.M., Buskens, R., Kling, M. & Jaarsma, N. (2005). Validatie en verdere operationalisering van de concept KRWmaatlatten voor de natuurlijke rivier en meertypen. Royal Haskoning rapport 9R3003/R00004/NEv/DenB Evers, C.H.M. (2006). Getalswaarden GET voor de algemene fysischchemische kwaliteitselementen. 9R9646/R00001/901530/DenB Fockens, K. & R.P.T. Koeman (2006). Soortensamenstelling van kiezelalgen en dichtheid van bodemalgen uit polder Breebaart in oktober 2005. Rapport 2006 093. Koeman en Bijkerk bv ecologisch onderzoek en advies, Haren. 18 pp Foekema E.M., H.P. van Dokkum, A.C. Sneekes, G. Hoornsman, P. Koelma & A. Kreike (2005). Mesocosm studie naar het effect van rwzieffluent op het ontvangend oppervlaktewater. TNOrapport B&ODH R 2005/179 Gerrits, H.J. & R. Kampf (2000). Aanwassnelheid van regionale baggerspecie en verkenning van mogelijkheden tot baggerpreventie. In opdracht van STOWA Graveland, J. (eindred.) (2005). Fysich en ecologische kennis en modellen voor de Westerschelde. Wat is beleidsmatig nodig en wat is beschikbaar voor de MER verruiming Vaargeul? RIKZ rappnr. 29005.018. ISBN 903693429X Graveland, J. & Coops, H. (1997) Verdwijnen van rietgordels in Nederland. Oorzaken, gevolgen en een strategie voor herstel. Landschap 14, 6786 Graveland, J. (1999) Waterriet, moerasvogels en peildynamiek. De Levende Natuur 100, 5053 Grift, R. (2001). How fish benefit from floodplain restoration along the lower River Rhine. PhD. Thesis University Wageningen. ISBN 9058084884 Grontmij | AquaSense (2006a). Inventarisatie bioassays Instrumenten voor Nader Onderzoek Kaderrichtlijn water. In opdracht van: RIKZ en RIZA. Rapportnummer: 215501 Grontmij | AquaSense (2006b). Inventarisatie ecoassays Instrumenten voor Nader Onderzoek Kaderrichtlijn water (groeidocument versie 3). In opdracht van: RIKZ en RIZA. Rapportnummer: 252533




Hamme, H. van der, 1992. Macrofauna van NoordHolland. Provincie NoordHolland, Dienst Ruimte en Groen, Haarlem. Proefschrift K.U. Nijmegen Heinis, F. en C.H.M., Evers [red], in prep, 2006. Getalswaarden nutriënten voor de Goede Ecologische Toestand voor natuurlijke wateren. Royal Haskoning, Heinis Waterbeheer, RIVM en Alterra in opdracht van RIZA Higler, B. (2000). Natuurlijke levensgemeenschappen van de Nederlandse binnenwateren deel 7, Laagveenwateren. Rapport AS07 ECLNV Hosper S.H., M.L. Meijer & P.A. Walker (eds.)(1992). Handleiding Actief Biologisch Beheer. ISBN 908001205X http://www.wldelft.nl/rnd/intro/integrationbetween/index.html http://www.riza.nl/organisatie_nl/watersystemen/wsr/pdf/rhasim_grensmaas_poster.pdf http://www.natuurkwaliteit.nl/sleutel/ Huisman J. & K. Jöhnk (2004). Intermittent Mixing in Lake Nieuwe Meer. Field Experiment and Model Simulations 2003. Report for Hoogheemraadschap Rijnland Jaarsma, N.G. & P.F.M. Verdonschot (2000). Natuurlijke levensgemeenschappen van de Nederlandse binnenwateren deel 8, Wingaten. Rapport AS08 ECLNV Jaarsma, N., M. Greijdanus & R. Noordhuis (2005). Omgaan met exoten bij de beoordeling van de ecologische toestand van rijkswateren volgens de KRW. Witteveen+Bos in opdracht van RWSRIZA Jaspers, C.J., M. van Nunen, K. de Graaf & A.M.W.W. Jansen (2006). Natuurontwikkeling Sliedrechtse Biesbosch Fase 2 en 3. Onderbouwing bij de ontheffingsaanvraag op de Flora en Faunawet. Actualisering. WAU Jong, F.M.W. de, W. Deneer & W.L.M. Tamis (2000). Veldbioassays. Ontwikkeling van een richtlijn voor veldbioassays met watervlooien en waterplanten voor het aantonen van bestrijdingsmiddelen in oppervlaktewater. CML rapportnr. 150. Alterra rapportnr. 061. Centrum voor Milieukunde, Leiden Kaderrichtlijn Water, 2000. Richtlijn 2000/60/EG van het Europees Parlement en de Raad. 23 oktober 2000; tot vastlegging van een kader voor communautaire maatregelen betreffende het waterbeleid Kemmers R.H., F.P. Sival & P.C. Jansen (2003) Effecten van bevloeiing op de basentoestand en nutriëntenbeschikbaarheid van natte schraalgraslanden op klei , zand en veengronden. Veldwaarnemingen en laboratoriumexperimenten. Alterra rapport 253 Kerkum, F. C. M. (2005). Nematoden als instrument voor het beoordelen van waterbodems: methodeontwikkeling en toepassing in de praktijk. AKWA werkdocument 05.001 Klapwijk S.P. (1988). Eutrophication of surface waters in the dutch polder landscape. Proefschrift Technische Universiteit Delft Klinge M., C.M. Lorenz & H. Wanningen, (2000). Ecologisch Herstel Zuidlaardermeer Resultaten met het compartiment (1996 t/m 1999) en evaluatie ten behoeve van het toekomstig beheer. Waterschap Hunze en Aa’s en Witteveen + Bos Klink, A. & A. Bij de Vaate (1994). Effecten van kunstmatige afvoerfluctuaties op de drif can macroevertebraten in la Moyenne Meuse (Lotharingse Maas). Hydrobiologisch Adviesbureau Klink rapportnr. 47 Knoben, R.A.E. & P.A.M. Kamsma (red) (2004). Achtergronddocument referenties en maatlatten voor macrofauna. Landelijke expertgroep Kraan, C., Th. 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 NIOZ Intern Rapport




Lamers, L., M. Fellinger & H. Hosper (2003). Een overlevingsplan voor laagveenwateren. H2O 3: 3637 Lamers L.P.M. (red.) (2006). Onderzoek ten behoeve van het herstel en beheer van Nederlandse laagveenwateren: Eindrapportage 20032006, Directie Kennis, Ministerie van Landbouw, Natuur en Voedselkwaliteit. Rapport DK nr. 2006/057O LNV (2006). ‘Gedragscode Flora– en Faunawet voor waterschappen’, goedgekeurd door het Ministerie van Landbouw, Natuur en Voedselkwaliteit. Lorenz, C.M., H. Duijts & J.G. Hartholt (2003). Aanzet tot een ecologisch beoordelingssysteem voor kustwateren en overgangswateren. Een verkenning ten behoeve van de Kaderrichtlijn Water. Rapport: RIKZ/2003.024 Lucassen, E.C.H.E.T. (2004). Biogeochemical constraints for restoration of sulphaterich fens. Proefschrift Radboud Universiteit Nijmegen Maas, J.L., C. van de Guchte, F.C.M. van Kerkum (1993). Methodebeschrijvingen voor de beoordeling van verontreinigde waterbodems volgens de TRIADEbenadering. Methodebeschrijvingen voor enkele bioassays, bioaccumulatiemetingen en veldstudies, RIZA Notanr. 93.027 Maas, J.L., E.J. van de Plassche, A. Straetmans, A.D. Vethaak & A.C. Belfroid (2003). Normstelling voor bioassays; uitwerking voor oppervlaktewater en waterbodem. RIZA rapport 2003.005; RIKZ rapport 2003.007 Meijer ML., E.H.R.R. Lammens, A.J.P. Raat, M.P. Grimm & S.H. Hosper (1990). Impact of cyprinids on zooplankton and algae in ten drainable ponds. Hydrobiologia 191: 275284 Meire, P. & E. Kuijken (1988). Het Land van Saeftinge, slikken en schorren: ecologische betekenis van getijdegebieden langs de Schelde. Water 43: 214222 Moller Pillot, H.K.M. & R. Buskens, 1990. De Nederlandse chironomidae. Deel 1c. Nederlanse faunistische mededelingen, Leiden Nagelkerke, L.A.J., Klinge, M., Meier, M., Scheppingen, Y. van & Grimm, M.P. (1999) Waterriet en visfauna: betekenis voor ecologisch herstel van zoet water. De Levende Natuur 100, 5457 NEN5744. 1991. Bodem. Monsterneming van grondwater ten behoeve van de bepaling van metalen, anorganische verbindingen, matigevluchtige organische verbindingen en fysischechemische eigenschappen. Nederlands Normalisatie Instituut, Delft Nijboer, R., N.G. Jaarsma, P.F.M. Verdonschot, D.T. van der Molen, N. Geilen, J. Backx (2000). Natuurlijke levensgemeenschappen van de Nederlandse binnenwateren deel 3, Wateren in het Rivierengebied. Rapport AS03 ECLNV Noordhuis, R., H.H. Reeders & E.C.L. Marteijn (1994). Inzet van Driehoeksmosselen bij biologisch waterbeheer; resultaten van veldexperimenten. H2O 6: 150155. Noordhuis, R. (1997). Biologische monitoring zoete rijkswateren: watersysteemrapportage Randmeren. RIZA rapport nr. 95.003 Noordhuis, R. (in prep) Ontwikkeling in de aquatische ecologie van het Zwarte meer Peeters, J.C.H., J.C.A. Joordens, A.C. Smaal & P.H. Nienhuis (Eds.) (1993). The impact of marine eutrophication on phytoplankton and benthic suspension feeders: results of a mesocosm pilot study. Report DGW93.039/NI00/CEM0654. ISBN 90369 03831 Peletier, H., H. Wanningen, B. Speelman & P. Esselink (2004). Resultaten van een gedempt getijregime in Polder Breebaart. De Levende Natuur 105: 191194 Penning, E., Haasnoot, M., Kuijper, M. en Van Buren, R. (2006). Macrofyten in meren: rekenregels voor de KRW. Rapport Q4058.00, WL Delft Hydraulics Peperzak, L. (2003). Climate change and harmfull algal blooms in the North Sea. Acta Oecologica 24:139144




Peters, B.W.E., E. Kater & G.W. Geerling (2006) Cyclisch beheer in uiterwaarden: natuur en veiligheid in de praktijk. Centrum voor water en samenleving, Radboud Universiteit Nijmegen. ISBN 10: 9081058614 ISBN 13: 9789081058612 Piersma, T., A. Koolhaas, A. Dekinga, J.J. Beukema, R. Dekker & K. Essink (2001). Longterm indirect effects of mechanical cockledredging on intertidal bivalve stocks in the Wadden Sea. Journal of Applied Ecology, 38: 976990 Portielje, R., L van Ballegooijen & A. Griffioen (2004). Eutrofiëring van landbouwbeïnvloede wateren en meren in Nederland – toestanden en trends. RIZArapport 2004.009. ISBN 9036 956293. 48 pp Portielje, R. (2005) Stuurbaarheid ecologische doelvariabelen KRW – abundantie fytoplankton in meren. RIZA Werkdocument 2005.081X Portielje, R. & D.T. van der Molen (1999). Relationships between eutrophication variables: from nutrient loading to transparency. Hydrobiologia. 408/409, 375387. Portielje, R. (2006). Stuurbaarheid ecologische doelvariabelen KRWabundantie fytoplankton in meren. RIZA werkdocument 2005.098X Portielje, R., C. Schipper & M. Schoor (red.) (update augustus 2006). De invloed van de hydromorfologische stuurvariabelen en ingrepen op ecologische KRWdoelen vis, macrofauna, waterflora en fytoplankton. Infobladen oorzaakgevolg relaties voor MEPGEP. Werkdocument RIZA (2005). RIKZ/ZDO 2005, concept juni 2005 Postma, J.F., J. Derksen, M. van den HeuvelGreve & D. Vethaak (2003). Het ontwikkelen van chronische in vivo bioassays voor brakke en mariene sedimenten. RIKZ rapport 2003.001 Pot, R. (2006) Referenties en maatlatten voor rivieren en meren voor de kaderrichtlijn water. In prep. Prins, T.C. (1996). Bivalve grazing, nutrient cycling and phytoplankton dynamics in an estuarine ecosystem. PhD Thesis. Universiteit Wageningen: Wageningen, The Netherlands. ISBN 9054854979. 159 pp Puijman, S. (2005). Visie DollardBreebaart. Stichting Het Groninger Landschap, Termunten. Intern memo, 3 pp Reynolds, C.S., Wiseman, S.W. & M.J.O. Clarke (1984). Growth and lossrate responses of phytoplankton to intermittent artificial mixing and their potential application to the control of planktonic algal biomass. J. of Appl. Ecol., 1139 Riegman R. (1986). Phosphate phytoplankton interactions. Thesis University ofAmsterdam Rijsdijk, R.E. (1996). Mogelijke maatregelen bij de bestrijding van eutrofiëring in Nederlandse plassen en meren. Rapportnr. 96.049C RIKZ (2005). Fysische en ecologische kennis en modellen voor de Westerschelde. Wat is beleidsmatig nodig en wat is beschikbaar voor de m.e.r. Verruiming Vaargeul? Rapport RIKZ/2005.018 RIZA i.s.m. OVB (1992). Handleiding Actief Biologisch Beheer. ISBN: 908001205x RIZA (1995). Actief Biologisch Beheer in het WolderwijdNuldernauw, evaluatie en aanbevelingen voor het beheer. RIZAnota 94.058 RIZA (1996). Handleiding Bestrijding Eutrofiëring. Stap voor stap naar gezond water. Auteur: Boers, P.C.M. Rapportnr. 96.049A RIZA (1996). Handleiding Bestrijding Eutrofiëring. Basisgegevens en balansen voor Nederlandse plassen en meren. Auteur: R.E. Rijsdijk. Rapportnr. 96.049B RIZA (1996). Handleiding Bestrijding Eutrofiëring. Mogelijke maatregelen bij de bestrijding van eutrofiëring in Nederlandse plassen en meren. Auteur: R.E. Rijsdijk. Rapportnr. 96.049C RIZA (1996). Handleiding Bestrijding Eutrofiëring. Empirische relaties en deterministische modellen. Auteur: R.E. Rijsdijk. Rapportnr. 96.049D Handreiking Diagnostiek Error! Reference source not found.



RIZA (1996). Handleiding Bestrijding Eutrofiëring. Effecten van de reductie van de fosfaatbelasting in ondiepe plassen en meren. Auteur: E.M.G.T. de Deckere, R.E. Rijsdijk, P.C.M. Boers & D.T. van der Molen. Rapportnr. 96.049E RIZA (2001). Biotisch effectonderzoek Sliedrechtse Biesbosch. Deelrapport Nader Onderzoek Waterbodem. RIZA rapport 2001.027 RIZA (2002a). Abiotisch effectonderzoek Sliedrechtse Biesbosch. Deelrapport Nader Onderzoek Waterbodem. RIZA rapport 2002.044 RIZA (2002b). Grondwateronderzoek Sliedrechtse Biesbosch. Deelrapport Nader Onderzoek Waterbodem. RIZA rapport 2002.023 Roex, E (2003) TEB praktijkonderzoek, deel T1: meten TEBparameters. Roex, E. Nut en noodzaak van het extraheren van effluenten voor de TEBmethodiek. RIZA rapport nr. 2005.012 Roex, E., Rotteveel, S. Ferdinandy, M., Bakker, V. (2007) Totaaleffluentbeoordeling toegepast in de praktijk. H2O 10: 5557. Royal Haskoning, 2005. Validatie en verdere optimalisatie van de concept KRW maatlatten voor de natuurlijke rivier en meertypen. Royal Haskoning in samenwerking met Witteveen+Bos en Taken Landschapsplanning in opdracht van RIZA RWS (2007). Richtlijn Nader Onderzoek Sanering Waterbodems, versie 2. AKWA rapport 2007.xxx (in prep.) Scheffer, M. (1998). Ecology of shallow lakes. Chapman and Hall Sierdsma, F. & P. Esselink (2006). Evaluatie herstelmaatregelen zoetzoutovergangen in NoordNederland. Herstelmaatregelen zoetzoutovergangen in het licht van de Kaderrichtlijn Water en Natura 2000. Rapport 2005124. Koeman en Bijkerk bv ecologisch onderzoek en advies, Haren, 60 pp Sijm, D., J. Lijzen, W. Peijnenburg, E. Sneller, T. Traas en E. Verbruggen (2002). Biobeschikbaarheid in het beleid…wat er aan vooraf ging en wat nog komt. RIVM report 607220006/2002, RIZA Rapport 2002.003 Slijkerman D.M.E., R. Kampf, E.M. Foekema & H.P. van Dokkum (2005). Waterbodemverontreiniging en de haalbaarheid van ecologische streefbeelden. TNOrapport B&ODH R 2005/190 Smolders, A.J.P., L.P.M. Lamers, M. Moonen, K. Zwaga & J.G.M. Roelofs (2001). Controlling phosphate release from phosphateenriched sediments by adding various iron compounds. Biogeochemistry 54: 219228 Spier, J.L., J.G.M. Derksen, J. Lahr & J.L. Maas (2004). Bioassays onder de loep; selectie van chronische in vivo bioassays voor zoete sedimenten. RIZA rapport 2004.011, ISBN 9036954924 STOWA (1997a). Biomonitoringtechnieken voor bestrijdingsmiddelen en zware metalen in watersystemen. Deel 1: Inventarisatie en selectie van geschikte technieken. Deel 2: Keuzesysteem en praktijktoetsing. STOWA nr. 97.08 STOWA (1997b). Ecotoxicologische risicobeoordeling van verontreinigde waterbodems. RIZA notanr. 97.085 STOWA (2002). Handboek visstandsbemonstering. Voorbereiding, bemonstering, beoordeling. STOWA rapport 200207 Ten Hulscher, Th.E.M. (2006). Gebruik en interpretatie van beschibaarheidsmetingen bij het beoordelen van waterbodemverontreiniging. AKWA rapport 2006.xxx Tosserams, M., J. Th. Vulink & H. Coops (1999). Tussen Water en Land – Perspectief voor Oeverplanten in het VolkerakZoommeer. RIZA rapport 99.031 Tuinstra, J., A. DurandHuiting & C.M. van Egmond (2000). Risicobeoordeling ecosystemen verontreinigde waterbodems. RIZA werkdocument 2000.048




Tydeman, P. (2005). De Polder Breebaart. De ontwikkelingen in de polder Breebaart resultaten van de monitoring in 2003 en 2004 en een vergelijking met 2001 en 2002. Rapport RIKZ /2005.030. Rijkswaterstaat, Rijksinstituut voor Kust en Zee, Haren. 66 pp Van Beusekom, J., P. Bot. J. Göbel, M. Hanslik, H.J. Lenhart, J. Pätsch, L. Peperzak, T. Petenati & K. Reise (2005). Eutrophication. In: K. Essink et al. (red). Wadden Sea Quality Status Report 2004. Wadden Sea Ecosystem 19. Common Wadden Sea Secretariat, Wilhelmshaven. p. 141154 Van den Berg, M.S. (1999). Charophyte colonisation in shallow lakes; processes, ecological effects and implications for lake management. PhD. Thesis University of Amsterdam (VU) Van den Berg, M.S. (red.) (2004). Achtergrondrapportage referentie en maatlatten waterflora. Rapportage van de expertgroepen macrofyten en fytobenthos. Van den Berg, M.S. (2006). Derivation of chlorophylla Good/Moderate boundaries from its effects on submerged macrophytes. in prep. Van den Berg, M.S. & Portielje, R (2002). Peilbeheer: interacties met de voedselketen en waterkwaliteit. In: H. Coops (red.) Ecologische effecten van peilbeheer: een kennisoverzicht. Ministerie van Verkeer en Waterstaat; Directoraat Generaal Rijkswaterstaat. RIZA rapport 2002.040; Rapport RIKZ/2002.041; DWW rapport nr. DWW2002053; ISBN 9036954681 Van den Heuvel, M.J., J.L. Maas & A.D. Vethaak (2005). De mogelijke toepassing van ecoassays binnen de Kaderrichtlijn Water. Rapport RIKZ/2005.019 Van der Heijdt, L.M., J.S. Sloot, B.P.C. Steenkamp en M. van Elswijk (2000). Beoordeling van risico’s van verspreiding naar oppervlaktewater. Achtergronddocument bij de Richtlijn Nader Onderzoek van verontreinigde waterbodems. Van der Molen, D.T. (red.) (2004a). Referenties en conceptmaatlatten voor meren voor de Kaderrichtlijn Water. STOWA rapport nr. 200442 Van der Molen, D.T. & R. Pot (2006a). Update van: Referenties en conceptmaatlatten voor meren voor de Kaderrichtlijn Water. STOWA rapport nr. 200442 Van der Molen, D.T. (red.) (2004b). Referenties en conceptmaatlatten voor rivieren voor de Kaderrichtlijn Water. STOWA rapport nr. 200443 Van der Molen, D.T. en R. Pot (2006b). Update van: Referenties en conceptmaatlatten voor rivieren voor de Kaderrichtlijn Water. STOWA rapport nr. 200443 Van der Molen, D.T. (2000). Natuurlijke levensgemeenschappen van de Nederlandse binnenwateren deel 9, Rijksmeren. Rapport AS09 ECLNV Van der Velde, G., S. Rajagopal, B. Kelleher, I.B. Muskó & A. bij de Vaate (2000). Ecological impact of crustacean invaders: General considerations and examples from the Rhine River. In: J.C. von Vaupel Klein & F.R. Schram (eds.). The biodiversity crisis and Crustacea. Proc. 4th Internat. Crust. Congr., Amsterdam, The Netherlands. 2024 July, 1998. Vol. 2. A.A. Balkema, Rotterdam. Crustacean Issues 12: 333 Van der Velde, G., I. Nagelkerken, S. Rajagopal & A. bij de Vaate (2002). Invasions by alien species in inland freshwater bodies in western Europe: the Rhine delta. In: E. Leppäkoski, S. Gollasch & S. Olenin (eds.): Invasive aquatic species of Europe. Distribution, impacts and management. Kluwer Academic Publishers, Dordrecht, The Netherlands. p. 360372. 583 pp Van Dokkum H.P., D. van der Veen & R. Kampf (2000): Monitoring proefsloten Ilperveld TNOrapport B&ODH R 2000/122 Van Elswijk. M. (2001). Richtlijn Nader Onderzoek. Ernst en urgentiebepaling van verontreinigde waterbodems. RIZA rapport 2001.052 Handreiking Diagnostiek Error! Reference source not found.



Van Elswijk, M, J.A., Hin, P.J. den Besten, L.M. van der Heijdt, M. van der Hout en C.A. Schmidt (2002). Richtlijn nader onderzoek voor waterbodems, ernst en urgentiebepaling van verontreinigde waterbodems. AKWArapport 01.005, RIZA nota 2001.052, ISBN 9036953960 Van Hardeveld, H., B., Bos, U. Oddrun & W. Vaarkamp (2003). Flexibel peilbeheer in veenweidegebied. H2O 36 no. 10 Van Katwijk, M.M. & L.J.M. Wijgergangs (2000). Enkele voorwaarden voor kieming en zaailingontwikkeling van Groot zeegras (Zostera marina L.) Leerstoelgroep Aquatische oecologie en milieubiologie KUN in opdracht van het RIKZ Van Katwijk, M.M. (2003). Reintroduction of eelgras (Zostera marine L.) in the Dutch Wadden Sea: a research overview and management vision. Reprint from: Wolff, W.J., K. Kessing, A. Kellerman & M.A. van Leeuwe (Eds). Challenges to the Wadden Sea. Proceedings of the 10th intern. Scientific Wadden Sea Symposium, Groningen 2000 Van Liere, E. & D.A.Jonkers (eds.) Watertypegerichte normstelling voor nutriënten in oppervlaktewater. RIVM 703715005/2002Limnodata neerlandica. Aquatisch ecologische databank voor Nederland. Van Oorschot, M., N. van Gaalen, E. Maltby, N. Mockler, A. Spink & J.T.A. Verhoeven (2000) Experimental manipulation of water levels in two French riverine grassland soils. Acta Oecologica 21, 4962 Van Schie, J. (1996). Overleving en groei van Zoetwaterneriet (Theodoxus fluviatilis) in een stroomgootopstelling aan de IJssel te Kampen. RIZA Werkdocument 96.039X. Van Splunder, I., T.A.H.M. Pelsma & A. Bak. (red.) (2006). Richtlijnen Monitoring Oppervlaktewater. Europese Kaderrichtlijn Water. ISBN 9036957168, Versie 1.3 Strien, W.T.F.H. van en L.C. van den Hengel (2000). Bermsloten…Natuurlijk, een handreiking voor ontwerpers en Groenmedewerkers van Rijkswaterstaat. Delft, Dienst Weg en Waterbouwkunde Van Thuyne, G. & J. Breine (2003) Visbestanden in enkele zijlopen van de Leie. Instituut voor Bosbouw en Wildbeheer. Rapportnr. IBW.Wb.V.IR.2003.150 Van Vierssen, M. Hootsmans & J. Vermaat (1994). Lake Veluwe amacrophyte dominated system under eutrophication stress. Geobotany 21 Verdonschot, P.F.M., 1990. Ecologische karakterisering van oppervlaktewateren in Overijssel. Rapport RIN, Leersum Verdonschot, P.F.M. (red.) (1995). Beken Stromen. Leidraad voor ecologisch Beekherstel. 9503 WEW06.STOWA rapport 9503/WEW06, STOWA/Werkgroep Ecologisch Waterbeheer Subgroep Beekherstel, Utrecht Verdonschot, P.F.M. (2000). Natuurlijke levensgemeenschappen van de Nederlandse binnenwateren deel 2, Beken. Rapport ECLNV nr. AS02, Wageningen Verdonschot, P.F.M. & S.N. Janssen (2000). Natuurlijke levensgemeenschappen van de Nederlandse binnenwateren deel 12, Zoete duinwateren. Rapport AS12 ECLNV Verheij, H.J., N. Geilen & F. de Groot (1994). Oevers begroeid met riet en mattenbies. Wisselwerking tussen belastingen en vegetatie. WLrapport Q632.Waterloopkundig laboratorium, De Voorst en RIZA Lelystad Vermaat, J.E. (2002) Ecologische effecten van peilbeheer in meren en plassen: ontwikkeling van oever en moerasvegetatie. In: H. Coops (red.) Ecologische effecten van peilbeheer: een kennisoverzicht. Ministerie van Verkeer en Waterstaat; Directoraat Generaal Rijkswaterstaat. RIZA rapport 2002.040; Rapport RIKZ/2002.041; DWW rapport nr. DWW2002053; ISBN 9036954681 Vink, J.P.M. (2001). Zware metalen in Maas uiterwaarden. Effecten van stort en reductie van sediment op de interne macrochemie en metaalspeciatie in poriewater. RIZA document 2000.092X Handreiking Diagnostiek Error! Reference source not found.



Visser P.M. (1995). Growth and vertical movement of the cyanobacterium Microcystis in stable and artificially mixed water columns. Thesis University of Amsterdam. Wessels, Y., E. Lammens, R.Noordhuis en F. van Luijn (2006). Voorstel MEP en GEP Zwarte Meer, rws rapport in prep. Westerveld, S. & D. Verschuren (1992). Het effect van beschaduwing (tweede groeiseizoen) en het effect van substraattype op Zostera marina in een mesokosmosexperiment. Vakgroep oecologie KUN verslag no. 335 Wienk, L. D. J.T.A. Verhoeven, H. Coops & R. Portielje (2000). Peilbeheer en nutriënten, literatuurstudie naar de effecten van peildynamiek op de nutriëntenhuishouding van watersystemen. RIZA rapport 2000.012, ISBN 9036953065 Winter, H.V. & W.L.T. van Densen (2001). Assessing the opportunities or upstream migration of nonsalmonid fishes in the weirregulated River Vecht. Fisheries Management and Ecology, 8:513532 Wintermans, G., N. Dankers, H.W. van der Veer, A.D. Rijsdorp, P.I. van Leeuwen & B. Vingerhoed (1996). Habitatkarakteristieken van de Nederlandse kustzone. 9512. Rijkswaterstaat, Den Haag. BEON rapport Wintermans, G.J.M., K. Hektor, J. Imminga, K. Köller & W. Kruit (2004). Monitoring vispassage Polder Breebaart 20022004; eindverslag. WEBrapport 0402. Wintermans Ecologenbureau, Finsterwolde. 48 pp. Witmer M.C.H., J. de Jonge & E.L. Enserink (2004). Van inzicht naar doorzicht, beleidsmonitor water, thema chemische kwaliteit van oppervlaktewater. RIVM rapport 500799004; Beleidsmonitor Water Witteveen+Bos (2002). Herstel natuurgebied Uithoorn. In opdracht van Dienst Waterbeheer en Riolering van het Hoogheemraadschap Amstel, Gooi en Vecht. Rapportnummer: UH201 Witteveen+Bos (2006). Nader onderzoek mogelijkheden waterkwaliteitsherstel Zijdelmeer. In opdracht van Dienst Waterbeheer en Riolering van het Hoogheemraadschap Amstel, Gooi en Vecht. Rapportnummer: UH203 www.limnodata.nl




Handreiking Diagnostiek Ecologische kwaliteit van watersystemen

Recommend Documents