Vegetatievariatie op extensieve groendaken. Efficiëntie van koolstofopslag in de stad

Faculteit Bio-ingenieurswetenschappen Academiejaar 2010 – 2011

Vegetatievariatie op extensieve groendaken en

Efficiëntie van koolstofopslag in de stad

Nelle Thyssen Promotoren: Prof. dr. Martin Hermy & Prof. dr. ir. Kathy Steppe

Masterproef voorgedragen tot het behalen van de graad van Master in de bio-ingenieurswetenschappen: bos- en natuurbeheer

2

Faculteit Bio-ingenieurswetenschappen Academiejaar 2010 – 2011

Vegetatievariatie op extensieve groendaken en

Efficiëntie van koolstofopslag in de stad

Nelle Thyssen Promotoren: Prof. dr. Martin Hermy & Prof. dr. ir. Kathy Steppe

Masterproef voorgedragen tot het behalen van de graad van Master in de bio-ingenieurswetenschappen: bos- en natuurbeheer 3

De auteur en promotor geven de toelating deze scriptie voor consultatie beschikbaar te stellen en delen van de scriptie te kopiëren voor persoonlijk gebruik. Elk ander gebruik valt onder de beperkingen van het auteursrecht, in het bijzonder met betrekking tot de verplichting de bron uitdrukkelijk te vermelden bij het aanhalen van resultaten uit deze scriptie.

Martin Hermy

Kathy Steppe

Nelle Thyssen 4

Dankwoord In eerste plaats zou ik graag mijn hoofdpromotor Martin Hermy uitgebreid bedanken. Mijn interesse voor groenbeheer is ontsproten uit zijn gelijknamige lessen (en boek), die ik als keuzevak opnam in mijn curriculum van het eerste masterjaar. Toen ik bij hem aanklopte met een eigen thesisonderwerp, heeft hij niet getwijfeld en toegestemd om promotor te zijn. Hij hielp mee zoeken naar mogelijkheden en bracht me de basiskennis over groendakvegetaties bij. Ik wil hem bedanken voor het regelmatig nalezen van mijn teksten, het beantwoorden van mijn vragen, de persoonlijke raadgevingen en de steun en motiverende woorden op momenten dat het even iets minder ging. Bedankt! Voorts wil ik ook copromotor Kathy Steppe bedanken voor het nalezen van mijn tekst en het verzorgen van de link met de UGent. Zonder deze link zou een samenwerking met Martin Hermy niet mogelijk geweest zijn. Verder gaat mijn dank ook uit naar Wouter Van Landuyt, die me op de eerste dagen van het praktisch werk heeft bijgestaan met raad en daad en die in de vroege ochtend en in een kletterende onweersbui met mij mee het groendak op klom. Ten slotte ook nog dank aan Betty Lefèbre van de groendienst van Sint-Niklaas, die mij een hele lijst adressen bezorgde van mensen die bereid waren mij op hun dak toe te laten. En een dikke merci aan Lìsbeth Bernburg voor het uittekenen van de perceelstudie. Uiteraard mag ik ook mijn ouders, vriendjes en vriendinnetjes niet vergeten, die mij steunden als het tegenzat en die de Eurekamomenten met mij gedeeld hebben. Bedankt!

5

6

N. Thyssen

Inhoud

Inhoudstafel Dankwoord .........................................................................................................................................5 Inhoudstafel .......................................................................................................................................7 Samenvatting H1: Variatie in vegetatie op extensieve groendaken en verklarende factoren ............. 11 Samenvatting H2: Ecosysteemdiensten en koolstofopslag in de stad................................................. 13 Samenvatting H3: ECO: efficiënte koolstofoppervlakte .....................................................................15 H1 Variatie in vegetatie op extensieve groendaken en verklarende factoren .....................................17 1.1

Inleiding ................................................................................................................................ 17

1.1.1

Extensieve groendaken als begroeningselement ............................................................ 17

1.1.2

Intensief versus extensief .............................................................................................. 17

1.1.3

Functies van groendaken ............................................................................................... 18

1.1.4

Factoren die de vegetatiesamenstelling bepalen: literatuurstudie .................................19

Ecologische filters ..................................................................................................................... 19 Abiotische factoren ................................................................................................................... 19 Biotische factoren ..................................................................................................................... 22 Andere factoren ........................................................................................................................ 23 1.1.5 1.2

Doelstellingen ................................................................................................................ 24

Materiaal en methoden ......................................................................................................... 24

1.2.1

Verzamelen van de gegevens ......................................................................................... 24

1.2.2

Verwerking van de gegevens.......................................................................................... 28

Correlaties en partiële correlaties tussen milieuvariabelen ........................................................ 28 Keuze tussen PCA en DCA.......................................................................................................... 29 PCA op de milieumatrix ............................................................................................................. 29 DCA op de vegetatiematrix ........................................................................................................ 29 Bedekking van plantensoorten i.f.v. substraatdikte en ouderdom ............................................. 29 Correlaties met de dakoppervlakte............................................................................................ 30 Methode van aanleg ................................................................................................................. 30 1.3

Resultaten ............................................................................................................................. 30

1.3.1

Samenvatting per proefvlak en per dak .......................................................................... 30

1.3.2

Correlaties tussen milieuvariabelen ............................................................................... 31

1.3.3

PCA op de milieumatrix..................................................................................................35

1.3.4

DCA op de vegetatiematrix op proefvlakniveau.............................................................. 36

1.3.5

DCA op de vegetatiematrix op dakniveau .......................................................................38

1.3.6

Bedekking van plantensoorten i.f.v. substraatdikte en ouderdom ..................................40

1.3.7

Correlaties met de dakoppervlakte ................................................................................ 40

1.3.8

Methode van aanleg ......................................................................................................40 7

N. Thyssen 1.4

Inhoud

Discussie ............................................................................................................................... 41

1.4.1

Veldwerk ....................................................................................................................... 41

1.4.2

Verwerking van de gegevens.......................................................................................... 41

H2 Ecosysteemdiensten en koolstofopslag in de stad ........................................................................ 45 2.1

Inleiding ................................................................................................................................ 45

2.1.1

Ecosysteemdiensten en –functies .................................................................................. 45

Gasregulatie..................................................................................................................................47 Klimaatregulatie............................................................................................................................ 47 2.1.2

Belang van koolstofopslag ............................................................................................. 48

2.2

Materiaal en Methode .......................................................................................................... 50

2.3

Resultaten ............................................................................................................................. 51

2.3.1

Literatuurstudie ............................................................................................................. 51

2.3.2

Analyse van de literatuurstudie ..................................................................................... 56

Verzegelde oppervlakte ................................................................................................................ 56 Stadsbodems ................................................................................................................................ 56 Grasland en borders...................................................................................................................... 56 Struikgewas ..................................................................................................................................57 Houtige gevelbegroening .............................................................................................................. 58 Bomen .......................................................................................................................................... 58 Extensieve Sedum-groendaken .....................................................................................................61 Vijvertjes .......................................................................................................................................62 2.4

Conclusie............................................................................................................................... 62

H3 ECO: efficiënte koolstofoppervlakte. Waarderingsschaal voor koolstofopslag in de stad .............. 64 3.1

Inleiding ................................................................................................................................ 64

3.1.1

Verstedelijking en koolstofopslag................................................................................... 64

3.1.2

Bestaande waarderingssystemen: literatuurstudie......................................................... 64

3.1.3

Doelstellingen ................................................................................................................ 66

3.2

Materiaal en methoden ......................................................................................................... 66

3.3

Resultaten ............................................................................................................................. 70

3.3.1

De bebouwde oppervlakte (B) ....................................................................................... 70

3.3.2

De niet-bebouwde oppervlakte (N) ................................................................................ 71

Verzegelde onbebouwde oppervlakte (N.v) ............................................................................... 71 Begroende onbebouwde oppervlakte (N.b) ............................................................................... 71 3.3.3

Bonuspunten: gevelbegroening en bomen .....................................................................72

3.3.1

Waarderingsschaal ........................................................................................................ 72

3.3.2

Voorbeelden .................................................................................................................. 72

3.4

Discussie ............................................................................................................................... 77

3.4.1

Waarderingsschaal ........................................................................................................ 77 8

N. Thyssen

Inhoud

3.4.2

Voorbeelden .................................................................................................................. 79

3.4.3

Perspectieven ................................................................................................................ 79

Referentie- en websitelijst ................................................................................................................ 80 Appendices .......................................................................................................................................84 H1 Variatie in vegetatie op extensieve groendaken en verklarende factoren .....................................84 1.1 Informatie over de 19 onderzochte groendaken .....................................................................84 1.2 De decimale bedekkingsschaal van Londo (1975)....................................................................86 1.3 Lijst van de voorkomende taxa ............................................................................................... 86 1.4 Spearman rangcorrelaties tussen milieuvariabelen op dakniveau ............................................ 89 1.5 Spearman rangcorrelaties tussen de dakoppervlakte en de milievariabelen op dakniveau .......90 H2 Ecosysteemdiensten en koolstofopslag in de stad ........................................................................ 91 2.1 Lijst van ecosysteemdiensten volgens het Millenium Ecosystem Assessment (2005)............... 91 2.2 Lijst van de 23 ecosysteemfuncties volgens de Groot et al. (2002) .......................................... 91 H3 ECO: efficiënte koolstofoppervlakte. Waarderingsschaal voor koolstofopslag in de stad .............. 92 3.1 ‘Guiding principles’ voor duurzame percelen volgens de Sustainable Sites Initiativese (2009) .92 3.2 Biotopflächenfaktor (Berlijn, Duitsland): waardering (sinds 1997) ........................................... 93 3.3 Green space factor (Malmö, Zweden): waardering (sinds 2001) .............................................. 94 3.4 Seattle Green Factor (Seattle, V.S.): waardering/invulapplicatie (sinds 2006) .......................... 95

9

10

N. Thyssen

Samenvatting

1 Variatie in vegetatie op extensieve groendaken en verklarende factoren Hoofdstuk

Samenvatting Vaststellingen: Groendaken kunnen verschillende ecosysteemdiensten en –functies vervullen. Zeker in tijden van sterke uitbreiding van bebouwde en verzegelde oppervlakken, kunnen ze een hulp zijn om de stad leefbaar te houden en verschillende functies te vervullen (o.m. waterretentie en isolatie). Ondanks uitgebreid onderzoek naar de mogelijke toepassingen en beste vegetatiesamenstellingen, is nog niet alles opgeklaard. Meer specifiek is er weinig kennis voorhanden over spontane flora op (extensieve) groendaken. Vraagstelling: Het doel van deze thesis was het onderzoeken van vegetatievariatie op extensieve groendaken, en de verklarende factoren hiervoor. Een eigen gegevensset werd getoetst aan de verwachtingen die naar voor kwamen uit de literatuurstudie. Zo werd gezocht naar de invloed van substraatdikte en leeftijd op vegetatiesamenstelling en bedekking door verschillende groepen van plantensoorten. Voorts werd ook gezocht naar verbanden tussen ‘milieuvariabelen’ en de totale dakoppervlakte, en werden drie verschillende methoden van aanleg met elkaar vergeleken. Materiaal en methode: In totaal werden op 19 extensieve groendaken vegetatieopnames gemaakt, waarbij ook gegevens ingezameld werden over totale dakoppervlakte, oriëntatie en ligging van de daken. De verzamelde variabelen werden vervolgens onderzocht op onderlinge verbanden aan de hand van Spearman rangcorrelaties, PCA- en DCA-analyse en lineaire regressie. Resultaten: De gemiddelde bedekking van Sedums op de bestudeerde extensieve groendaken bedroeg 33% (s.d.=15,4%), wat groter is dan gelijk welk ander genus. De bedekking van aangeplante soorten (gemiddeld 35,44%; s.d.=24,36% ) en het aantal aangeplante soorten (gem. 4,71; s.d.=2,83) is beduidend hoger dan van de spontane soorten (bedekking gem. 4,21% (excl. mos; s.d.=6,55%); aantal gem. 3,53 (s.d.=3,46)). De enige spontane soortengroep in meer dan een derde van de proefvlakken voorkomt, is deze van de mossen (gem. bedekking 23,02%; s.d. 30,28). Andere spontane soorten komen meestal in minder dan 5% van de proefvlakken voor. Met toenemende substraatdikte is ook een trend van toenemend aantal soorten en spontane soorten waargenomen. De leeftijd vertoonde een positief verband met de spontane soorten (zowel aantal als bedekking en zowel mossen als andere spontane soorten). De procentuele bedekking van de mossen werd enkel verklaard door de leeftijd van het groendak en was onafhankelijk van substraatdikte. Conclusie: In dit onderzoek werd het competitievoordeel van aangebrachte soorten en het traditionele gebruik van Sedums bevestigd. Ook het potentieel van de mossen werd uit de analyses naar voor geschoven. Uit de bevonden resultaten en literatuurstudie werd duidelijk dat een soortenrijke vegetatie veerkrachtiger is ten opzichte van stress en dat op extensieve groendaken zoveel mogelijk gestreefd moet worden naar een hoge soortenrijkdom. Dit kan bewerkstelligd worden door het aanbrengen van meer en andere soorten dan Sedums (bijvoorbeeld met speciefieke zaadmengsels), waardoor de barrière van moeilijke verbreiding naar en vestiging op groendaken niet meer door de soorten zelf overwonnen moet worden.

11

12

N. Thyssen

Samenvatting

2 Ecosysteemdiensten en koolstofopslag in de stad Hoofdstuk

Samenvatting Vaststellingen: Omwille van hoge verstedelijkingsdruk staat de levering van ecosysteemdiensten in steden onder druk. Onder meer de verhoogde uitstoot van CO2 en het ontbreken van groen in de stad zal er op termijn voor zorgen dat de steden onleefbaar worden. Er is nood aan kennis over koolstofopslag en –inhoud in stedelijk gebied, opdat actie ondernomen kan worden en de stad leefbaar gehouden kan worden. Vraagstelling: Er werd reeds veel onderzoek gevoerd naar koolstofopslag en –inhoud van verschillende vegetatie- en bodemtypes, maar meestal gebeuren de onderzoeken los van elkaar en wordt telkens slechts één type onderzocht. Aangezien in een stad zeer uiteenlopende bodembedekkingen voorkomen, is er nood aan een samenvatting van koolstofgegevens om een inschatting te kunnen maken van de gehele koolstofinhoud en –opslag. In deze thesis werd gepoogd een samenvatting te maken van de beschikbare en relevante informatie en deze om te zetten tot een evaluatiesysteem (zie hoofstuk 3). Materiaal en methode: Via internet werd op zoek gegaan naar reeds bestaande informatie over koolstofopslag en –inhoud van verschillende bodembedekkingsvormen of perceelselementen die ook in de stad kunnen voorkomen. De verschillende elementen die werden onderscheiden zijn verzegelde oppervlaktes, stadsbodems, grasland, borders, struiken, houtige gevelbegroening en bomen. Ook intensieve en extensieve groendaken en vijvertjes kunnen voorkomen en ook deze spelen een rol in de koolstofopslag. Aan de hand van literatuurstudie werden tabellen opgesteld per perceelselement, waarna de verzamelde informatie aan een kritische analyse werd onderworpen. Resultaten: Per perceelselement werd een tabel opgesteld met een samenvatting van alle relevante artikels. Na analyse werd per element één waarde vooropgesteld voor koolstofinhoud, en indien voorhanden ook voor koolstofopslag. De koolstofinhoud in bodem en vegetatie varieerde tussen nul en 176 tC ha-1 (resp. verzegelde oppervlakte en grasland (Kempen), terwijl de koolstofopslag lag tussen 50 en 59 gC m-2 jaar-1. Voor bomen werden inhoud en opslag niet per oppervlakte-eenheid uitgedrukt maar per individu en per diameterklasse. Conclusie: Over stadsbodems werden veel artikels gevonden die handelden over koolstofopslag en – inhoud, hoewel de bekomen resultaten variabel en vaak onzeker waren. Voor intensieve groendaken, houtige gevelbegroening en borders werd geen informatie gevonden en voor vijvers werd enkel informatie over intensief landbouwgebied verworven. Alle uiteindelijke waarden werden samengevat in de finale ‘koolstoftabel’. Ondanks het ontbreken van enkele gegevens, werd toch een vrij volledig resultaat bekomen, dat als basis kan dienen voor het opstellen van de waarderingsschaal in hoofdstuk 3.

13

14

N. Thyssn

Samenvatting

3 ECO: Efficiënte koolstofoppervlakte Hoofdstuk

Waarderingsschaal voor koolstofopslag in de stad Samenvatting Vaststellingen: Verstedelijking neemt in Vlaanderen, net als in de rest van de wereld, sterk toe. Om ervoor te zorgen dat deze ontwikkeling niet in het wilde weg plaatsvindt, waardoor de stad onleefbaar zou worden, is een instrument nodig dat de ‘ecologische kwaliteit’ van bestaande percelen en perceelsontwerpen meet. Er zijn verschillende waarderingsschalen beschikbaar, maar de wetenschappelijke onderbouwd is niet aangegeven of ze maken gebruik van moeilijk meetbare indicatoren (bv. Leaf Area Index). Dergelijke evaluatieschema’s zijn inzetbaar in ruimtelijke planning en stadsrenovatie. Vraagstelling: Er werd veel geschreven over koolstofsequestratie en het belang ervan. Hier werd een waarderingsschaal op perceelsniveau voorgesteld, gebaseerd op een kritische analyse van de beschikbare literatuur (zie hoofdstuk 2), voor koolstofinhoud en –opslag. Voorts werd deze waarderingsschaal uitgewerkt in een eenvoudige invulapplicatie die één waarde zou geven voor het volledige perceelselement. Materiaal en methode: De perceelselementen werden opgedeeld in vier essentieel verschillende klassen (bebouwd, niet-bebouwd verzegeld, niet-bebouwd begroend en extra). Vervolgens werd, op basis van de ‘koolstoftabel’ uit hoofdstuk 2, aan elk perceelselement een koolstofinhoud toegekend. Vervolgens werd ook de koolstofopslag in rekening gebracht, en werd op basis van enkele eenvoudige transformaties een wegingsfactor bepaald voor elk perceelselement. Resultaat: Deze wegingsfactor, vermenigvuldigd met de oppervlakte van het percelselement en gedeeld door de totale perceelsoppervlakte, leverde een algehele beoordeling van de koolstofsequestratie van een perceel. Een invulapplicatie werd ontwikkeld en deze berekent, op basis van enkele eenvoudig te achterhalen variabelen, automatisch de ecologische efficiënte in termen van koolstof (zg. ECO-score). Ter illustratie werden enkele voorbeelden uitgewerkt. Conclusie: Dit eenvoudige instrument genereert een indicatorscore voor koolstofopslag en –inhoud van een perceel. Aan de hand van de invulapplicatie kunnen ook voorspellingen gemaakt worden over de impact van veranderingen in een actueel perceel of over een bouwontwerp. Op deze manier hebben stedenbouwkundige planners, beleidsmakers, architecten en burgers een leidraad in de hand die kan helpen bij het maken van beslissingen.

15

16

N. Thyssen

Vegetatievariatie op extensieve groendaken

1 Variatie in vegetatie op extensieve groendaken en verklarende factoren Hoofdstuk

1.1

Inleiding

1.1.1

Extensieve groendaken als begroeningselement

Vlaanderen behoort volgens Europese maatstaven tot de meest dicht bevolkte regio’s van de wereld. Zo blijkt dat ongeveer 330.000 ha of 25% van het Vlaamse grondgebied op de kaart als stedelijk gebied wordt aangeduid (De Bruyn, 2001). Daken zijn in dit stedelijk gebied typische ongebruikte oppervlakten (Getter et al., 2009), die bovendien nauwelijks door de mens betreden worden (Hermy, 2005). Hier ligt dus nog veel ruimte open om groendaken aan te leggen, op voorwaarde dat het gebouw de lasten kan dragen en dat de dakhelling beperkt is. Groendaken kunnen een aantal ecosysteemdiensten leveren (Dvorak en Volder, 2010) en op deze manier de stad meer leefbaar maken. Verderop wordt meer uitleg gegeven over de algemene onderverdeling in extensieve en intensieve daken en de vele functies die ze vervullen. De populariteit van (extensieve) groendaken nam sterk toe door de uitkering van subsidies (€ 30 m- ²) door het Ministerie van de Vlaamse Gemeenschap sinds januari 2002 (Mentens et al., 2003a, RoofBelgium, 2008). Ook de uitgave van verschillende infobrochures, onder andere door het ANB(1), bezorgden de daken meer bekendheid. In 2003 waren in Vlaanderen en Wallonië samen reeds 27 bedrijven actief in de aanleg van groendaken (Mentens et al., 2003a) en ondertussen loopt dit al op tot meer dan 40 (Carmen Van Mechelen, ondelinge mededeling). Vanaf februari 2011 is het in de stad Antwerpen verplicht om groene daken aan te leggen voor iedereen met een plat dak die wil bouwen of verbouwen (De Standaard online, 2010). Aangezien extensieve groendaken het eenvoudigst en breedst toepasbaar zijn (zie verder), concentreert deze thesis zich op dit type groendaken.

1.1.2

Intensief versus extensief

Groendaken worden veelal opgedeeld in intensieve en extensieve daken, die een substraatdikte hebben van respectievelijk meer en minder dan 15 à 20 cm (Hermy et al., 2005 citeren Krupka, 1992 en Tavernier, 1991; Kosareo en Ries, 2007; Mentens et al., 2005). Op intensieve daken of daktuinen kunnen struiken en zelfs bomen groeien, meestal liggen er ook paden en terrassen, waardoor ze vergelijkbaar zijn met tuinen op grondniveau. Een regelmatig onderhoud met irrigatie is over het algemeen vereist, net als een dik substraat van soms wel meer dan 1m (Dvorak en Volder, 2010; Getter et al., 2009; Hermy et al., 2005),waardoor ook een stevigere onderbouw noodzakelijk is (Hermy et al., 2005; Nagase en Dunnett, 2010). Het zijn derhalve kunstmatige systemen, die naar plantensamenstelling zeer variabel zijn. Bij extensieve groendaken bestaat de vegetatie voornamelijk uit eenjarige of overblijvende kruiden (vaak succulenten), die een minimaal onderhoud vragen en kunnen overleven op een substraat van slechts enkele centimeters dikte (Dvorak en Volder, 2010; Getter et al., 2009; Hermy et al., 2005). De vegetatie is ook beter bestand tegen de extreme omstandigheden van droogte en hitte door aanpassingen als wateropslag in bladeren (zoals bij 1

ANB = Agentschap voor Natuur en Bos

17

N. Thyssen


succulenten), een dikke cuticula en ‘Crassulacean acid metabolism’ (CAM) fotosynthese (Getter et al., 2009; Hermy et al., 2005; Nagase en Dunnett, 2010). Hun minimale nood aan onderhoud maakt dat dergelijke extensieve groendaken na aanplant evolueren tot zelfregulerende begroeiingen. Door de lagere vereisten worden extensieve groendaken vaak verkozen boven intensieve, vooral als grote oppervlakken begroend moeten worden (Nagase en Dunnett, 2010). Daarenboven kunnen intensieve daktuinen de meest uiteeenlopende vormen aannemen. Deze thesis focust zich op de extensieve groendaken.

1.1.3

Functies van groendaken

Een groendak heeft verschillende functies en biedt daarbij zowel ecologische als economische voordelen. Waterretentie is voor verstedelijkte gebieden een zeer belangrijke functie, omdat het grootste gedeelte van de oppervlakte er verzegeld is. Tijdens een zware regenbui wordt een zeer groot deel van het water meteen de riool ingestuurd, waardoor waterzuiveringsinstallaties overbelast raken (Mentens et al., 2005). Groendaken vertragen en verlagen de afvoerpiek enerzijds door waterretentie door het substraat en anderzijds via evapotranspiratie van substraat en vegetatie (Bengtsson et al., 2005). Hierdoor dalen de kosten voor waterzuivering (Hermy et al., 2005). Eveneens neemt de kwaliteit van het water dat doorheen de lagen percoleert toe. Zo werd door Berndtsson et al. (2008) aangetoond dat zowel intensieve als extensieve groendaken het nitraat- en ammoniumstikstofgehalte van het water laten afnemen. Het isolerend effect van een groendak verlaagt de energiekosten en de uitstoot van CO2 (Getter et al., 2009). Door de thermische eigenschappen van bouwmaterialen en verzegelende wegbedekking treedt in de steden plaatselijk een verhoogde temperatuur en verlaagde luchtvochtigheid op (Hermy et al., 2005). Groendaken hebben als voordeel dit urbane warmte-eilandeffect te verminderen, doordat de vegetatie water verdampt waardoor de temperatuur afneemt en de luchtvochtigheid stijgt (Takebayashi en Moriyama, 2007). Verder wordt fijn stof gebonden (Yang et al., 2008) en stadslawaai gedempt (Van Renterghem en Botteldooren, 2008). In de verschillende lagen van het groendak kunnen gerecycleerde materialen gebruikt worden en de levensduur van de dakbedekking neemt toe (Hermy et al., 2005). Zo stelden Kosareo en Ries (2007) dat in Europa het dakmembraan meer dan 50 jaar zou meegaan, terwijl een conventioneel dak een levensverwachting van ongeveer 15 jaar heeft. Daarenboven zorgt een groendak voor een verhoogde biodiversiteit (Brenneisen, 2006) als gevolg van de creatie van nieuwe habitats voor fauna en flora (Nagase en Dunnett, 2010; Oberndorfer et al., 2007). In sommige gevallen kan er zelfs een mogelijkheid tot voedselproductie ontstaan. Het uitzicht van steden wordt aangenamer door toename van het aandeel groene ruimte in deze dichtbevolkte gebieden (Berndtsson et al., 2008; Hermy et al., 2005; Oberndorfer et al., 2007), waardoor ook het psychologisch effect door onder meer verbetering van het arbeids- en wooncomfort en gezondheid niet onderschat mag worden (Hermy et al., 2005). Mensen die uitkijken op een groendak krijgen weer voeling met het ritme van de seizoenen en de daarbij horende natuurlijke fenomenen (Hermy et al., 2005; Nagase en Dunnett, 2010). Daarenboven kan een groendak dienen ter gedeeltelijke compensatie voor het verlies aan groene ruimte op grondniveaudoor toenemende verstedelijking. Het is zo dat verschillende functies van groendaken, zoals bijvoorbeeld de invloed op energiefluxen, al uitgebreid onderzocht werden, terwijl andere aspecten, zoals de waterkwaliteit van het percolerende water, tot nu toe veel minder aandacht kregen (Berndtsson et al., 2008). Ondanks het feit dat groendaken gebaseerd zijn op levende materie, bevatten veel publicaties eveneens weinig specifiek onderzoek naar de invloed van planten en vegetatiesamenstelling op de verschillende functies en eigenschappen van groendaken. Zo is het onderzoek naar het bereik van mogelijke vegetatietypes beperkt en vaak toegespitst op Sedum(2)-soorten (familie Crassulaceae) en grasachtigen (Dunnett et al., 2008). Echter, steeds meer recente studies wijzen op het belang van gebruik van lokale plantensoorten die aangepast zijn aan het regionale klimaat, alsook het gebruik 2

( ) Naamgeving van plantensoorten gebaseerd op Lambinon et al. (1998), tenzij anders vermeld.

18

N. Thyssen


van verschillende soorten in plaats van monoculturen (Dvorak en Volder, 2010; MacIvor en Lundholm, 2011).

1.1.4

Factoren die de vegetatiesamenstelling bepalen: literatuurstudie

Ecologische filters Ecologische filters zijn de omstandigheden en beperkende factoren die tot op zekere hoogte de soortensamenstelling en diversiteit van een bepaalde habitat bepalen. Om vanuit de regionale soortenpool op een groendak terecht te komen, moeten soorten eerst en vooral beschikken over voldoende dispersiemogelijkheden. Wanneer plantensoorten na verbreiding door vogels, wind, regen of menselijke tussenkomst vanuit de omgeving op een groendak terechtkomen en ze deze eerste ecologische filter overwonnen hebben, zullen biotische en abiotische factoren bepalen welke soorten zich er effectief kunnen vestigen om deel uit te maken van de lokale soortenpool op het groendak (Lake et al., 2007). De belangrijkste milieugebonden ecologische filters zijn substraateigenschappen, het klimaat en de landschapsmatrix (abiotische factoren) en onderlinge competitie, verstoring en successie in de tijd (biotische factoren).

Abiotische factoren Substraat Men zou verwachten dat voor een plantensoort de overlevingskans op een groendak grotendeels afhangt van de gelijkenis tussen zijn originele habitat en de klimatologische omstandigheden van de plaats waar het groendak zich bevindt. Echter, de omstandigheden op een dak zijn totaal verschillend van deze op grondniveau, door periodische droogte, sterke en snelle schommelingen in bodemvochtigheid, extreme temperaturen en temperatuurfluctuaties, hoge lichtintensiteit en grote windsnelheden, waardoor zowel planten als substraat beschadigd kunnen geraken (Oberndorfer et al., 2007; Wolf en Lundholm, 2008). De kans op succes hangt hierdoor eerder af van de samenstelling van het substraat en de substraatdikte, welke de natuurlijke hydrologische condities moeten nabootsen, een goede nutriëntencyclus en beworteling toe moet laten (Dvorak en Volder, 2010). Substraatdikte In Berlijn komen de oudste groendaken (zoals we die nu kennen, in de strikte zin van het woord) voor. Ze zijn ontstaan door spontane vegetatieontwikkeling op met grind bedekte daken en geven een goed beeld van de extreme milieuconditie en de mogelijke vegetatiesamenstelling (Hermy et al., 2005 citeren Darius en Drepper, 1984). Hieruit blijkt dat de belangrijkste factor die de vegetatiesamenstelling bepaalt de dikte van de substraatlaag is. Durhman et al. (2007) besloten uit hun experimenten dat toenemende substraatdikte een verhoogde overleving en groei tot gevolg had. Op de dunste substraten (2-5 cm) komen de meest stresserende (3) groeiomstandigheden van droogte, hitte en wind voor, waardoor slechts een beperkt aantal plantensoorten kan overleven in dit milieu. Een soort maakt pas kans als ze zich snel kan vestigen, een hoge bedekkingsgraad kan ontwikkelen op korte tijd en bovenal als ze kan overleven in de extreme condities reeds eerder aangehaald (Durhman et al., 2007). Niet enkel bovengrondse plantendelen maar ook wortelsystemen, die niet diep kunnen groeien, worden blootgesteld aan deze extreme omstandigheden. Daarom is het aan te raden om soorten eerst uitgebreid te testen, alvorens ze te gebruiken als groendakvegetatie (Dunnett en Kingsbury, 2004). Het vermogen van mossen om zich 3

( ) Stress: die fenomenen die de fotosynthese (en zo ook de ontwikkeling van de biomassa) beperken. Dit zijn onder meer tekorten aan licht, water, minerale voedingsstoffen of suboptimale temperaturen (Hermy et al., 2005)

19

N. Thyssen


op zeer dunne substraten (1-3 cm) te kunnen vestigen, verhoogt toepassingsmogelijkheden als groendakbegroening (Anderson et al., 2010).

hun

potentiële

Sedum-soorten zijn de meest courant gebruikte soorten op extensieve groendaken, aangezien zij sterk aangepast zijn aan een droge omgeving. Water wordt opgeslagen in boven- en ondergrondse plantendelen. Eveneens worden bepaalde nutriënten uit atmosferische depositie en afgestorven plantenmateriaal gehaald en hebben zij een speciaal fotosynthese-mechanisme (‘Crassulacean acid metabolism’ (CAM) fotosynthese) om transpiratie te verminderen (Dunnet en Kingsbury, 2004). Zo overleefden Sedum acre, S. rupestre en S. album een periode van drie weken droogte tijdens de experimenten van Nagase en Dunnett (2010). Indien enkel Sedums worden gebruikt, is een irrigatiesysteem dus overbodig. Bijkomende voordelen van deze soortengroep is dat ze zich gemakkelijk reproduceren en dat ze het hele jaar door groen zijn, wat een esthetische meerwaarde biedt. De voordelen en mogelijkheden die veel Sedum-soorten bieden, maakt deze xerofiele plantengroep commercieel interessant en zorgt ervoor dat ze zowel in ons klimaat als in andere klimaten worden getest en toegepast op extensieve groendaken. Bij toenemende substraatdikte (5-8 cm) zullen een groter aantal mossen, grassen, kruiden en succulenten –al dan niet spontaan – voorkomen (Dunnet en Kingsbury, 2004; Garrido Riba, 2008). Monterusso et al. (2005) vonden dat, naast Sedum-species, ook Allium cernuum( 4), Coreopsis lanceolata, Opuntia humifusa en Tradescantia ohiensis in staat waren om te overleven op nietgeïrrigeerde extensieve daken in Michigan (V.S.). Uit het onderzoek van Nagase en Dunnett (2010) bleek dat Sedum-species een hogere droogtetolerantie hebben dan grassen en andere kruidachtigen, welke hun permanent verwelkingspunt bereiken na twee tot drie weken. De trage groei en lage concurrentiekracht van Sedum-soorten zullen er echter voor zorgen dat bij verder toenemende substraatdikte veeleer overblijvende grassen zoals Poa compressa zullen domineren. Durhman et al. (2007) stelden vast dat slechts 47% van de 25 verschillende soorten succulenten overleefden in het dikste substraat (7.5 cm). Vanaf een substraatdikte van 12 cm kan een volledig gesloten grasdek bekomen worden (Hermy et al., 2005 citeren Darius en Drepper, 1984). Rond dakranden zijn de omstandigheden extra uitdrogend, waardoor op deze plaatsen enkel kortlevende soorten voorkomen (Hermy et al., 2005 citeert Darius en Drepper, 1984). Substraatsamenstelling De substraatsamenstelling is eveneens een belangrijke factor voor de vegetatiemogelijkheden, aangezien deze bepaalt hoeveel water kan vastgehouden en beschikbaar gesteld worden (Hermy et al., 2005). De Duitse FLL(5)-groendak-richtlijnen stellen dat het substraat overwegend mineraal moet zijn. Het gehalte organisch materiaal mag niet meer dan 8% bedragen. Belangrijke keuzecriteria zijn het gewicht, de wateropnamecapaciteit en het poriënvolume. Als mineraal materiaal wordt vaak lava of geëxpandeerde kleikorrels gebruikt, omdat deze gekenmerkt worden door een hoge waterretentiecapaciteit en een lage densiteit (Emilsson en Rolf,2005 citeren Roth-Kleyer, 2001). Tijdens een onderzoek van Emilsson en Rolf (2005) werd onder andere getest wat het effect van verschillende substraattypes op vegetatieontwikkeling was. Hieruit kwam naar voor dat het commerciële substraat ‘Roof soil’ een opvallend hogere bedekking van succulenten had dan de andere geteste - niet-commerciële - substraten. De samenstelling van het ‘Roof soil’-substraat, afkomstig van het Zweeds groendakbedrijf VegTech, is niet exact gekend, maar is een natuurlijk bodemmengsel met toevoeging van lava, geëxpandeerde klei, organisch materiaal en klei. De twee andere substraten werden zelf gemengd en verschilden onderling vooral in hoeveelheid organisch materiaal en grind. De hogere bedekking door succulenten op het ‘Roof soil’-substraat werd waarschijnlijk veroorzaakt door een hogere nutriënteninhoud. Het initieel hoge organische

4

( ) Naamgeving van plantensoorten volgens http://www.internationalplantnames.com 5 ( ) FLL = Forschungsgesellschaft Landschaftsentwicklung Landschaftsbau E.V

20

N. Thyssen


stofgehalte van de niet-commerciële substraten nam snel af door decompositie. Voor deze thesis werd tijdens het veldwerk geen onderzoek gedaan naar de effecten van substraatsamenstelling.

Klimaat Temperatuur en neerslag, met daaraan gerelateerde waterbeschikbaarheid, hebben een grote invloed op de overlevingskansen van plantensoorten. Wat droogte betreft, ondergaan vegetaties op extensieve groendaken bijna elk jaar droogtestress gedurende het groeiseizoen, zodat enkel soorten met aangepaste overlevingsstrategieën hier kunnen voorkomen (Köhler, 2006). Uit het langetermijnonderzoek van Köhler (2006) van twee extensieve groendaken in Berlijn kwam naar voor dat weer-gerelateerde factoren, zoals temperatuur en neerslagdistributie de meest belangrijke factoren waren voor soortendiversiteit. Tijdens natte zomers nam het aantal soorten toe, omdat eenjarigen dan meer kans hebben tot kolonisatie. Vaste planten toonden een minder sterke reactie, hoewel hun bedekkingspercentage wel hoger was tijdens natte periodes. In het algemeen worden Sedums als droogte- en hittetolerant beschouwd (Dunnet en Kingsbury, 2004; Dvorak en Volder, 2010). Na drie weken is hun verwelkingspunt nog niet bereikt (Nagase en Dunnett, 2010) en sommige kunnen zelfs tot vier maand zonder water (Dvorak en Volder, 2010). Hoewel deze soorten het algemeen goed doen op ondiepe substraten, vertoonden ze slechts matige resultaten in sommige Amerikaanse ecoregio’s, omwille van de gevoeligheid van de wortelsystemen voor koude en vriestemperaturen (Dvorak en Volder, 2010). Sommige Sedum-soorten deden het ook minder goed in warme, natte ecoregio’s, omwille van de grote hitte in combinatie met vochtigheid in de zomerse avonduren. Andere succulenten, zoals een aantal soorten van de genera Aloe, Delosperma en Euphorbia(6) deden het echter wel goed in deze klimaatsomstandigheden (Dvorak en Volder, 2010 citeren Livingston et al., 2004).

Landschapsmatrix Omringende bebouwing of vegetaties kunnen een zonering veroorzaken in het groendak. Indien een boom of aanliggende muur schaduw werpt op het dak, zullen de omstandigheden anders zijn dan op de plaats die continu in volle zon ligt. Ook reflectie van ramen en nabijheid van een schouw of dakrand geven aanleiding tot een ander microklimaat. In verschillende studies wordt met deze factor rekening gehouden door bijvoorbeeld tijdens experimenten in de serre een rotatiesysteem van de plantenbakken te voorzien (MacIvor en Lundholm, 2011). Het ontstaan van deze verschillende microklimaten heeft een grote heterogeniteit van habitats tot gevolg (Köhler, 2006). Ook het al dan niet aanwezig zijn van vegetatie in de omgeving van het groendak beïnvloedt de uiteindelijke mogelijkheden qua dakbegroening. Indien in de buurt van het groendak andere groendaken voorkomen, of veel tuinen en andere habitats voor plantensoorten en indien verbreiding mogelijk wordt gemaakt door onder andere vogels, wind, neerslag en een niet-geïsoleerde ligging van het dak, zal dit ervoor zorgen dat meer soorten kans maken om zich te vestigen (Hermy et al., 2005; Köhler, 2006).

Helling en oriëntatie De helling en oriëntatie van een groendak bepalen de intensiteit en de duur van de expositie van de planten aan zonlicht (Köhler en Poll, 2010). Als de zon min of meer loodrecht op de dakhelling invalt, ontstaan zeer droge en warme standplaatsen, welke de begroeningsmogelijkheden beperken (Hermy et al., 2005 citeren Krupka, 1992). McCune en Keon (2002) stelden aan de hand van deze twee dakeigenschappen (in combinatie met de breedteligging) een formule op ter bepaling van de hoeveelheid zonnestraling die erop terechtkomt, net als de hittelading. Ook de evaporatie is, naast klimatologische omstandigheden, afhankelijk van deze twee factoren (Mentens et al., 2003b). Bij een hellingsgraad van meer dan 5% zijn maatregelen nodig om waterstockage te verhogen en erosie te voorkomen (Hermy et al., 2005; Köhler en Poll, 2010).

6

( ) Naamgeving van plantensoorten volgens http://www.internationalplantnames.com

21

N. Thyssen


Grootte en hoogte van het dak Köhler (2006) voerde gedurende 20 jaar onderzoek uit op twee verschillende groendaken, waarin een lichte correlatie naar voor kwam tussen de grootte van het dak en de plantensoortenrijkdom, hoewel deze statistisch gezien niet significant uitgesproken was. Ook toonde deze studie aan dat op minder hoge daken zaailingen van boomsoorten meer voorkwamen, welke regelmatig verwijderd moesten worden.

Biotische factoren Competitie: monocultuur versus soortenrijke groendaken Ecologische theorieën suggereren dat een vegetatie met hoge diversiteit of soortenrijkdom meer resistent en veerkrachtig is ten opzichte van stressvolle factoren (Hector et al., 1999; Naeem et al., 1994; Nagase en Dunnett, 2010; Spehn et al., 2000). Het is echter van belang om een relatieve balans te vinden in de competitiekracht van de verschillende individuen, want een zeer competitieve soort kan resulteren in een verlies aan soortenrijkdom. Evenwichtige competitiviteit resulteert in een stabiele populatie die zijn soortendiversiteit zal behouden (Dewey et al., 2004). In meer diverse gemeenschappen laten verschillen tussen soorten het complementaire gebruik van bronnen zoals licht, water, ruimte en nutriënten toe (Naeem et al., 1994; Nagase en Dunnett, 2010; Spehn et al., 2000). Echter, wanneer aan een plantengemeenschap één soort wordt toegevoegd, zal het totale verbruik van de natuurlijke bronnen niet noodzakelijk toenemen met het individuele verbruik van deze soort, aangezien de kans op niche-overlap groter wordt (Haegeman en Loreau, 2010; Spehn et al., 2000). Tijdens een onderzoek van Nagase en Dunnett (2010) met 12 soorten uit drie functionele groepen, kwam naar voor dat onder droge omstandigheden een meer diverse plantensamenstelling voordeliger was dan een monocultuur, in termen van een hoger aantal overlevende individuen en betere visuele kwaliteit. Zo ondervond Origanum vulgare bij een matig nat regime (één bewatering om de twee weken) een significante invloed van de vegetatiediversiteit: overleving van het aantal individuen daalde van 100% in de twaalfsoortige vegetatie, tot 88,89 % en 8,33% in de viersoortige vegetatie en monocultuur respectievelijk. Ook Prunella vulgaris en Sedum spurium vertoonden deze trend bij respectievelijk matig nat en droog regime (één bewatering om de drie weken). In de meeste gevallen zorgde een natter regime voor een toename van de biomassaproductie, hoewel dit niet significant was voor zeven soorten wat betreft de bovengrondse productie en voor zes soorten wat betreft de wortelbiomassa. Sedum acre en S. album vertoonden zelfs een betere groei onder droge condities. Vegetatiediversiteit beïnvloedde ook de drogestofproductie van zowel de ondergrondse als de bovengrondse delen van het merendeel van de gebruikte soorten. De vegetaties die bestonden uit vier soorten van dezelfde functionele groep, vertoonden telkens een lagere drogestofproductie dan de monoculturen en de 12-soortige vegetaties. Reden hiervoor is dat soorten uit dezelfde functionele groep een gelijkaardige morfologie en fysiologie vertonen, waardoor een hogere interspecifieke concurrentie voorkomt dan tussen soorten van totaal verschillende of exact dezelfde structuur (Nagase en Dunnett, 2010; Spehn et al., 2000). Het gelijktijdig voorkomen van seizoenale veranderingen in monoculturen of soortenarme vegetaties kan zorgen voor gaten in het bladerdek. Bovendien zullen op deze soortenarme groendaken bepaalde problemen, bijvoorbeeld slechte kieming of zaadzetting, slechts beperkt gecompenseerd kunnen worden (Spehn et al., 2000). Een diverse vegetatie zal resulteren in een grotere opvulling van de bovengrondse en ondergrondse ruimte (Spehn et al., 2000). Korte levenscycli en een effectieve voortplanting van soorten zorgen ervoor dat gaten in het vegetatiedek effectief worden opgevuld, waardoor het behoud van een bedekking op lange termijn vergemakkelijkt wordt (Dunnet en Kingsbury, 2004). Bijkomende voordelen houden in dat het substraat beschermd wordt tegen erosie en te hoge instraling (Dunnett en Kingsbury, 2004) en dat organismen zoals insecten er bescherming kunnen vinden (Spehn et al., 2000). Eveneens zullen nutriënten minder snel uitspoelen omwille van 22

N. Thyssen


verhoogde opname en/of immobilisatie (Freitas, 1999). Lundholm et al. (2010) toonden aan dat een gemengde vegetatie van succulenten, hoge kruidachtigen en grassen zowel de waterretentie als de oppervlaktekoeling maximaliseerden. Een bijkomende reden voor het streven naar een meersoortige groendakvegetatie is proberen verhogen van de esthetische en visuele kwaliteit door de verschillende bloeitijd en aanhoudende visuele en structurele diversiteit. Op deze manier krijgen mensen weer het ritme van de seizoenen in beeld (Hermy et al., 2005; Nagase en Dunnett, 2010).

Tijdseffect, successie en verstoring Uit het lange-termijnonderzoek van Köhler (2006) kwam naar voor dat in de beginjaren van het onderzoek verschillende eenjarigen en andere kruidachtige pioniers voorkwamen, die initieel als zaad in het substraat aanwezig waren. Echter, na enkele jaren verdwenen ze en varieerde het aantal soorten van jaar tot jaar, zonder duidelijke afhankelijkheid van de leeftijd van het dak. Indien niet ingezaaid, kunnen soorten na verloop van tijd spontaan op groendaken terechtkomen. Er wordt verwacht dat met de leeftijd de kans op voorkomen van spontane soorten toeneemt (Hermy et al., 2005). Zaden worden bijvoorbeeld met de wind meegevoerd of door vogels (al dan niet via de uitwerpselen) verspreid en kunnen op het groendak terecht komen. De mogelijkheden tot kolonisatie hangen, zoals reeds eerder vermeld, sterk af van de omgeving en de reeds gevestigde soorten. Vaak voorkomende spontane soorten zijn mossen, belangrijke kolonisatoren van naakte bodems, welke zich zowel vegetatief als seksueel (aan de hand van sporen ) voortplanten (Muñoz et al., 2004). De groep van de acrocarpe mossen, met rechtopstaande morfologie, zijn deze die het meeste water kunnen vasthouden. Pleurocarpe mossen hebben een liggende morfologie en hebben als voordeel dat ze zich snel op vegetatieve wijze kunnen verspreiden (Anderson et al., 2010). Hoewel ze gevoelig zijn aan luchtvervuiling, komen er toch verrassend veel en verschillende soorten voor in verschillende urbane microhabitats (Anderson et al., 2010). Hoewel sommige spontaan gekoloniseerde urbane habitats soms successie ondergaan en de kans krijgen om geleidelijk aan te evolueren naar andere habitats (bijvoorbeeld een verkrottend huis dat helemaal overwoekerd wordt door vegetatie), worden groendaken permanent in een beginstadium van de successie gehouden. Dit omwille van de extreme stress door dun substraat, hitte, droogte en wind enerzijds, en het selectief weghalen van houtige spontane soorten in diepere substraten anderzijds (Lundholm et al., 2010). Dit laatste is echter op de meeste extensieve groendaken niet nodig. Aangezien extensieve daken zelden betreden worden, is de verstoring er minimaal.

Andere factoren Vegetatiekeuze en onderhoud Aangezien Sedum-soorten reeds hun bruikbaarheid bewezen hebben, worden ze vaak gekozen bij de aanleg van groendaken. Ook andere soorten worden soms ingezaaid (kwekerij Ecoflora, www.ecoflora.be), waardoor zij een competitief voordeel hebben op de spontane soorten, die op ‘eigen’ kracht het groendak zullen moeten bereiken en koloniseren. Menselijke tussenkomst onder de vorm van onderhoud door verwijderen van bepaalde soorten, bemesting of irrigatie heeft ook invloed op de vegetatiesamenstelling. Een regelmatig, zij het beperkt onderhoud, kan voorkomen dat minder concurrentiekrachtige soorten weggeduwd worden door sterkere soorten. Op deze manier kan de soortenrijkdom verbeterd worden (Köhler, 2006). Op het moment van aanleg wordt meestal aangeraden om een extensief groendak af en toe te bewateren en eventueel traagwerkende meststof toe te voegen. Echter, eens de vegetatie geïnstalleerd is, zou het groendaksysteem zichzelf in stand moeten kunnen houden. Het stopzetten van de irrigatie tijdens het onderzoek van Köhler (2006) zorgde ervoor dat Sedum-soorten na enige tijd domineerden.

23

N. Thyssen


Methode van aanleg De manier waarop de groendakbegroeiing aangebracht wordt, heeft invloed op de bedekking. Emilsson en Rolf (2005) voerden een vergelijkende studie uit wat betreft het gebruik van vegetatiematten of on-site aanleggen van Sedum-groendaken, met behulp van scheuten of plugplanten voorgekweekt in potjes. Deze studie duidde een hogere bedekkingsgraad van succulenten aan bij gebruik van vegetatiematten, terwijl er geen verschil was voor de scheuten en plugplanten. Echter, in de proefvlakken met scheuten werden meer mossen aangetroffen (Emilsson en Wolf, 2005). Extensieve groendaken worden vaak aangelegd met gebruik van Sedum-soorten, omdat van deze soorten gekend is dat ze bestand zijn tegen de extreme condities die er heersen (zie eerder). Er is echter ook een speciefiek groendakzaadmengsel ontwikkeld dat samengesteld is uit inheemse kruidachtigen die mooi bloeien en droogteresistent zijn (kwekerij Ecoflora, www.ecoflora.be). Voor deze laatste dient de substraatdikte echter duidelijk groter te zijn dan voor Sedum-begroeiingen (4-6 cm).

1.1.5

Doelstellingen

Het doel van dit thesisonderzoek was na te gaan wat de verklarende factoren zijn van vegetatievariatie op extensieve groendaken. Er werd vergelijking gemaakt tussen de gevonden resultaten uit de literatuurstudie en de verzamelde gegevens. Zo werd gezocht naar verbanden tussen substraatdikte, leeftijd en aantal en de bedekking van (aangebrachte) soorten enerzijds, en het aantal en de bedekking van (spontane) soorten anderzijds. Aan de hand van lineaire regressie werd geprobeerd een eventueel verband tussen leeftijd en substraatdikte enerzijds, en procentuele bedekking door verschillende soortengroepen anderzijds, concreter te achterhalen. Voorts werd nagegaan of in deze studie een verband optrad tussen de oppervlakte van de groendaken en het aantal en de bedekking van (spontane) soorten. Ook drie verschillende methoden van aanleg werden vergeleken.

1.2

Materiaal en methoden

1.2.1

Verzamelen van de gegevens

Het opsporen van gebouwen met een extensief groendak gebeurde voornamelijk via persoonlijke kennissen en met behulp van de Groendienst van Sint-Niklaas. In Gent zijn enkele gebouwen met een groendak algemeen gekend, zoals de openbare bibliotheek en het algemeen ziekenhuis Sint-Lucas. In totaal werden 19 groendaken bezocht, waarvan 12 in de zone Gent en Ledeberg, vier in de zone SintNiklaas en drie in Wetteren (fig. 1.1; voor afkortingen zie appendix 1.1). Verspreid over deze 19 daken werden in totaal 70 proefvlakken van 1 m² onderzocht en dit tijdens de periode van 16 tot 28 juli 2010. Alle groendaken bevonden zich in een sterk verstedelijkte omgeving. Eerst werden een aantal gegevens over het groendak zelf ingezameld (tabel 1.1, tabel 1.2). Vervolgens werd het groendak in verschillende zones ingedeeld, indien deze op het zicht naar voor kwamen. Deze indeling gebeurde op basis van duidelijke visuele verschillen in bedekkingspercentage of soortensamenstelling, welke vermoedelijk veroorzaakt werden door een verschil in hoeveelheid ontvangen zonlicht. De dominante hoogte van een proefvlak is het gemiddelde van vijf gemeten hoogtes van de soort met het hoogste bedekkingspercentage, zonder bloemgestel, terwijl de gemiddelde hoogte van een proefvlak het gemiddelde is van hoogtemetingen op vijf willekeurige punten in het proefvlak. De oriëntatie volgens de windrichtingen (Noord, Oost, Zuid, West of een tussenwindrichting) werd aangegeven indien het groendak zich aan een bepaalde kant van het gebouw bevond. Echter, het kwam ook voor dat het dak niet omringd werd door muren. Voor deze daken werd als oriëntatie X (volledig in de zon) of XX (volledig overschaduwd door omringende bomen) aangegeven. Daarna werden per zone minimaal één en maximaal vier proefvlakken van 1 m² grondiger onderzocht op vegetatiekenmerken (biotische factoren; tabel 1.1). Voor elke soort werd genoteerd 24

N. Thyssen


wat de bedekking was, op basis van de tiendelige bedekkingsschaal van Londo (1975, zie appendix 1.2). Een lijst van alle voorkomende soorten met bijhorende gebruikte afkortingen is te vinden in appendix 1.3. Nadat alle data per dak verzameld waren, werden ze in een rekenblad samengevoegd tot een globale gegevensset. De procentuele bedekking per soort op basis van de tiendelige Londo-schaal werd omgerekend, zodat de waarden als procenten in de vegetatiematrix zouden komen. Hiervoor werd de Londo-waarde vervangen door het gemiddelde van de procentuele bedekkingsklassen. De vegetatiematrix bevatte 70 proefvlakken x 101 taxa (inclusief acrocarpe en pleurocarpe mosgroepen). Vervolgens werd een ‘milieu’-matrix (7) opgesteld. Hierbij wordt milieu tussen aanhalingstekens geplaatst, omdat er ook enkele afgeleide en berekende variabelen in voorkomen. In het vervolg van de tekst zal verder gewoon milieumatrix gebruikt worden. De procentuele bedekking van de kruidachtigen is de bedekking zonder mossen. Op basis van vergelijking twee uit McCune en Keon (2001) werd, aan de hand van de oriëntatie, hellingsgraad en breedteligging de zonnestraling (vergelijking 1.1) en de hittelading berekend. Aangezien alle daken ‘vlak’ waren, werd een helling van 1° gekozen voor alle proefvlakken. Als breedteligging werd 50.5° noorderbreedte gebruikt. De oriëntatie diende, voor het toepassen van de formule, om de Noord-Zuid-as gespiegeld te worden (vandaar de aanhalingstekens in de formule). Voor de daken met oriëntatie X (volledig in de zon) werd Zuid als oriëntatie gekozen, voor deze met XX (volledig in de schaduw) werd dat Noord. Alle gegevens moesten naar radialen omgezet worden. Uit dezelfde formule kon ook de hittelading bepaald worden door de oriëntaties van de groendaken te spiegelen om de Noord-Oost – Zuid-Westas en deze waarde te gebruiken als ‘oriëntatie’ in dezelfde formule.

∗ cos (′ ∗ sin( ∗ sin(

= −1.236 + 1.35 ∗ cos( ) ∗ sin( ë ℎ ) ∗ sin( ℎ ) ℎ

) ∗ cos( ) − 1.376 ℎ ) ∗ sin( ) − 0.331 ) + 0.375 ∗ sin(′ ë ′)

(Vgl. 1.1) De Shannon-Wiener index werd bekomen volgens vergelijking 1.2, waarna eveneens de evenness werd bepaald volgens vergelijking 1.3 (McCune en Grace, 2002). De Shannon-Wiener index is een courant gebruikte maat voor de diversiteit in vegetaties waarin zowel het aantal soorten als het aandeel van elke soort vervat zit (Hermy et al., 2005). De evenness is de verhouding van deze Shannon-Wiener index tot de maximaal mogelijke Shannon-Wiener index (Hmax), waarbij alle soorten een gelijke abundantie vertonen (Magurran, 2004). =−

=

P ln P ′

=

(Vgl. 1.2)

−∑

ln ln

(Vgl. 1.3)

Variabelen: H’: Shannon-Wiener index Hmax: maximaal mogelijke Shannon-Wiener index S: totaal aantal soorten Pi: procentueel aandeel van S dat bestaat uit soort i J: evenness 7

( ) Hierbij wordt milieu tussen aanhalingstekens geplaatst, omdat er ook enkele afgeleide en berekende variabelen in voorkomen. In het vervolg van de tekst zullen de aanhalingstekens weggelaten worden.

25

N. Thyssen


Figuur 1.1 Ligging van de onderzochte groendaken (19 in totaal, waarvan 12 in Gent en Ledeberg, 4 in Sint-Niklaas en 3 in Wetteren). Voor afkortingen zie appendix 1.1 (Google Earth, 2011)

26

N. Thyssen


Tabel 1.1 Gemeten (G) en berekende (B) eigenschappen van de biotische en abiotische factoren voor de onderzochte extensieve groendaken in deze thesis

Abiotische factoren Helling Hittelading Leeftijd Oppervlakte Oriëntatie Substraatdikte Zonnestraling Biotische factoren Aantal aangeplante soorten (*) Aantal soorten (totaal) Aantal spontane soorten Dominante hoogte Evenness Gemiddelde hoogte Procentuele bedekking aangeplante soorten (*) Procentuele bedekking acrocarpe mossen Procentuele bedekking kale bodem Procentuele bedekking kruidachtigen Procentuele bedekking mossen Procentuele bedekking per soort Procentuele bedekking pleurocarpe mossen Procentuele bedekking spontane soorten (excl. mos) Procentuele bedekking spontane soorten (incl. mos) Procentuele totale bedekking Shannon-Wiener index

Afkorting

Eenheid ° MJ cm-2 jaar-1 jaar m² (-) cm MJ cm-2 jaar-1 Eenheid (-) (-) (-) cm (-) cm %

G/B G B (1) G G G G B (1) G/B B (2) G B (2) G B (3) G B (2)

ProcPleurmoss

% % % % % %

G G B (2) G G (4) G

ProcSp(excl.mos)

%

B (2)

ProcSp(incl.mos)

%

B (2)

ProcTotBedekking % SWindex (-)

B (2) B (5)

Hittladi Leeftijd Opp SubstrDikte ZonnStra Afkorting AantAan AantSoorten AantSpontaan Hdom Evenness Hgem ProcAan ProcAcromoss ProcKaleBodem ProcKruid ProcMos

(*) Deze variabelen kunne als 'Andere' factor beschouwd worden, aangezien hij mede bepaald wordt door de keuze van de vegetatie. (1)McCune en Keon (2001) (2) Berekend op basis van de verzamelde data (3) Vergelijking 1.3 (4) Op basis van de tiendelige bedekkingsschaal van Londo (1975): zie appendix 1.2 (5) Vergelijking 1.2

Verder werden een aantal vegetatievariabelen berekend (B(2) in tabel 1.1) op basis van de vegetatiematrix. Uiteindelijk werd een matrix van 70 proefvlakken x 20 milieukenmerken (de milieumatrix) bekomen. Nadat alle gegevens per proefvlak waren bepaald, werd eveneens een milieumatrix per dak opgesteld. Hierbij werd voor elke variabele, met uitzondering van hittelading en zonnestraling, het rekenkundig gemiddelde berekend van de waarden voor de verschillende proefvlakken per groendak. Hieruit ontstond een 19 groendaken x 18 variabelen dakmilieumatrix. Hittelading en zonnestraling werden weggelaten omdat op hetzelfde dak soms proefvlakken werden genomen met verschillende oriëntaties, waardoor de waarde per dak geen betekenis meer had.

27

N. Thyssen


Tabel 1.2 Algemene informatie over de 19 onderzochte groendaken (voor kenmerkafkortingen zie tabel 1.1, voor groendakafkortingen zie appendix 1.1).

DAK Gb Gh Gl Gm Gmeu Go Gr Gv Gz Gzbis LhA LhB Sl SNd SNs So WlA WlB Ws

1.2.2

# proefLeeftijd # zones Opp. (m²) vlakken (jaar) 5 3 586 8 3 3 50 8 2 1 16 1 2 1 16 7 3 1 24 0 3 1 36 0 4 1 333 4 4 2 60 5 5 2 500 5 6 2 500 5 3 1 368 3 3 1 108 3 6 2 180 2 5 2 110 3 6 2 24 2 3 1 24 5 3 1 44,7 2 1 1 3,75 2 3 1 140 4

SubstDikte (cm) 12 8-10 8-11 5 8 8 8 6 15 15 8 8 3 7-9 10 5 4 4 7-9

Hdom (cm)

Hgem (cm)

3,7 23,6 20,0 4,8 6,8 4,3 1,0 2,2 2,6 4,0 8,8 10,6 1,5 3,0 2,9 1,5 3,0 2,0 5,1

4,1 23,0 6,6 15,0 6,4 1,5 1,2 2,3 1,6 2,4 3,8 8,9 0,7 1,5 2,1 1,0 1,9 1,8 3,7

Verwerking van de gegevens

Correlaties en partiële correlaties tussen milieuvariabelen De variabelen uit de milieumatrix werden eerst onderzocht op hun onderlinge correlatie. Aangezien de variabelen niet normaal verdeeld waren (met uitzondering van Shannon-Wiener index), was gebruik van een niet-parametrische methode vereist. Hiervoor werd aan de hand van SPSS 15.0 de Spearman rangcorrelatiecoëfficiënt rs berekend. Deze niet-parametrische methode kan toegepast worden op een dataset ter onderzoek van het verband tussen twee variabelen, zonder enige veronderstelling te doen over de verdeling van de variabelen (Ottoy en Thas, 2003). Aangezien sommige correlaties in meer of mindere mate beïnvloed werden door correlaties met andere variabelen, werd (indien relevant) ter controle en voor correctere interpretatie de partiële correlatie berekend (vergelijking 1.4) (Hermy, 2011). Normaal gezien wordt deze formule in statistische programma’s toegepast op Pearson correlaties en Kendall’s Tau rangcorrelaties, maar om de vergelijking met de eerder berekende Spearman rangcorrelaties mogelijk te maken, werd de formule telkens handmatig toegepast, met gebruik van de waarden voor Spearman rangcorrelatie. Om de significantie P van de partiële correlatie te bepalen, werd gebruik gemaakt van vergelijking 1.5., waarbij de bekomen t-waarde vergeleken diende te worden met een testwaarde voor kritische waarden voor de Spearman rangcorrelatie op het 5%-, 1%- en 0,1%-significantieniveau (Zar, 1999). Er werd tweezijdig getest met een n gelijk aan 70-3, omdat er 70 proefvlakken in de gegevensset zijn opgenomen en omdat in totaal drie variabelen in rekening worden gebracht (twee waartussen de correlatie gezocht wordt, met controle voor de derde). Indien t groter was dan deze testwaarde, werd ze significant verklaard op het onderzochte niveau. Voor een significantieniveau van 0,1% bedroeg de testwaarde 0,396. 28

N. Thyssen


.

−

= 1−

=

.

−2 1− .

(Vgl. 1.4) 1− (Vgl. 1.5)

Variabelen: rij, rik, rjk: Spearman rangcorrelatie tussen variabele i en j, i en k, j en k. rij.k: Partiële correlatie tussen variabele i en j, met controle voor variabele k.

Keuze tussen PCA en DCA Om de variatie in vegetatie te bestuderen werd een ordinatietechniek toegepast. Om te beslissen of op een bepaalde dataset een DCA (detrended correspondence analysis) of een PCA (principal component analysis) moest worden uitgevoerd, werd altijd eerst een DCA uitgevoerd in het programma Canoco for Windows 4.5. Vervolgens werd de gradiëntlengte opgezocht in de output, waarna aan de hand van de volgende redenering beslist werd tot DCA dan wel PCA: indien de gradiëntlengte kleiner was dan drie, duidde dit op een lineair model, waarvoor PCA werd verkozen. Indien de waarde groter was dan 4, werd geopteerd voor een DCA. Voor de milieumatrix bleek de gradiëntlengte 2,024, dus werd hier voor PCA gekozen; voor de vegetatiematrix was de gradiëntlengte 4,777, dus werd voor DCA gekozen.

PCA op de milieumatrix Om de verhouding tussen de verschillende variabelen uit de milieumatrix onderling beter te kunnen kennen, werd in Canoco een PCA uitgevoerd omdat de variabelen in verschillende eenheden zijn uitgedrukt en de gradiëntlengte na uitvoeren van een DCA 2,024 was. Uit de PCA kon een visuele voorstelling gegenereerd worden, die duidelijk weergaf wat de onderlinge relatie was tussen de variabelen, waarbij deze relatie beïnvloed werd door alle andere variabelen aanwezig in de ordinatieruimte. Deze analyse werd enkel uitgevoerd op proefvlakniveau.

DCA op de vegetatiematrix Op de vegetatiematrix werd in Canoco een DCA uitgevoerd om na te gaan hoe proefvlakken en soorten in relatie stonden tot elkaar. De assenscores van de proefvlakken werden in SPSS aan de variabelen uit de milieumatrix gecorreleerd volgens de Spearman rangcorrelatiecoëfficiënt om de betekenis van de assen te achterhalen. De weinig voorkomende soorten werden naar beneden gewogen (Engels: downweighting) zodat ze minder zwaar doorwogen in de analyse (8). Na de DCAanalyse op proefvlakniveau, werd de gemiddelde assenscore van de verschillende proefvlakken, genomen op hetzelfde groendak, bepaald. Deze waarden werden beschouwd als assenscore per dak, welke ook gecorreleerd werden aan de variabelen volgens de Spearman rangcorrelatietest. Hittelading en zonnestraling werden niet beschouwd (zie eerder).

Bedekking van plantensoorten i.f.v. substraatdikte en ouderdom Het uitvoeren van de lineaire regressie in het onderzoek naar verklarende kracht van substraatdikte en groendakleeftijd voor de totale procentuele bedekking en deze van spontane soorten en mossen, gebeurde met het programma S-plus 8.0 for Windows. Om de lineaire regressie uit te kunnen voeren, werd gestreefd naar normaliteit van de gebruikte variabelen aan de hand van transformaties. Vervolgens werd normaliteit getest aan de hand van de Kolmogorov-Smirnov test. 8

( ) Canoco volgt hierbij de volgende procedure: zij Amax de frequentie van de meest voorkomende soort. Het neerwegen zal er dan voor zorgen dat de soorten met een abundantie kleiner dan Amax/5 verminderd wordt in verhouding tot hun frequentie. Soorten die vaker voorkomen dan Amax/5 worden niet neergewogen (Hill, 1979).

29

N. Thyssen De


gegevens sinh(√

van procentuele bedekking van mossen werden omgevormd volgens ) (P=0,5). De bedekking door spontane soorten werd genormaliseerd volgens (P=0,5). De gegevens voor de procentuele totale bedekking werd omgevormd tot ( ) (P=0,0128), en deze van leeftijd en substraat volgens (P=0,0002) en √ (P=0,0024). Aangezien geen transformatie gevonden werd die normaliteit opleverde van de drie laatstgenoemde variabelen, werd deze gekozen met de hoogste pwaarde. Met deze getransformeerde variabelen werd vervolgens een lineaire regressie uitgevoerd van en op sinh(√ ) en , waarbij zowel de √ voorwaartse als de achterwaartse regressie werden getest, alsook een combinatie van beiden.

Correlaties met de dakoppervlakte Er werd een nieuwe matrix opgesteld waar een kolom met de totale dakoppervlakte werd toegevoegd aan de milieumatrix (zowel op proefvlak- als op dakniveau). In SPSS werd nagegaan of er een significante Spearman rangcorrelatie was tussen deze oppervlakte en de milieuvariabelen.

Methode van aanleg Uit de gegevensset werden vier daken geselecteerd van ongeveer dezelfde leeftijd (nul tot twee jaar) en substraatdikte (acht tot tien cm). Twee van deze daken werden aangelegd met het Ecoflora zaaimengsel, één werd aangelegd met Sedum-matten en één met Sedum-stekken. Er werd een vergelijking gemaakt tussen de eigenschappen van de vegetatie voor deze verschillende methoden van aanleg.

1.3

Resultaten

1.3.1

Samenvatting per proefvlak en per dak

Aantal soorten

In totaal werden over de 70 proefvlakken 101 verschillende soorten gevonden. 78 soorten kwamen vijf keer of minder voor, waarvan er 40 slechts in één proefvlak voorkwamen (figuur 1.2). De soort die in het grootste aantal proefvlakken (58) voorkwam en die in totaal over alle proefvlakken het hoogste bedekkingspercentage (10,26 m²/70 m² = 15%; s.d.=16,9%) vertegenwoordigde, was Sedum album. De 12 voorkomende Sedums besloegen samen in totaal een oppervlakte van 33% (23,35 m²/70 m²; s.d.=15,4%). In totaal kwamen 62 spontane en dus 39 aangeplante soorten voor. Het aantal soorten per proefvlak varieerde tussen twee en 22. Van de 70 proefvlakken waren er 20 met een soortenaantal van vijf of minder. Figuur 1.2 toont aan dat het vooral (een beperkt aantal) aangeplante soorten zijn die frequent voorkomen. De hoogste frequentie voor spontane soorten wordt vertegenwoordigd door pleurocarpe en acrocarpe mossen (resp. 33% (s.d.=32,2 %) en 70% (s.d.=16,1%)). Spontane soorten komen in de meeste gevallen in minder dan 5% van de proefvlakken voor. 50 40 30 20 10 0 1

3

4

6

7

9 10 11 13 16 19 21 24 33 34 37 43 54 57 70 83 Frequentie van voorkomen (%)

Aantal spontane soorten

Aantal aangeplante soorten

Figuur 1.2 Frequentieverdeling van de spontane en aangeplante soorten

30

N. Thyssen


Tabel 1.3 toont dat ongeveer 43% van het aantal soorten op proefvlakniveau spontane soorten waren. De totale procentuele bedekking werd echter slechts voor 6% bepaald door de spontane soorten (exclusief mos). Ook was het zo dat mossen een zeer groot aandeel vertegenwoordigden van de procentuele bedekking door spontane soorten (spontane bedekking bedroeg 27,24% indien incl. mossen, 4,21% indien excl. mossen). De gemiddelde procentuele bedekking door mossen werd redelijk gelijkmatig vertegenwoordigd door acrocarpe en pleurocarpe mossen. Een opvallend lage standaarddeviatie werd bekomen voor zonnestraling en hittelading. Dit kwam omdat alle daken ‘vlak’ waren (helling 1°), met als gevolg dat alle waarden voor deze variabelen weinig verschilden. Tabel 1.3 Gemiddelde waarden voor de milieuvariabelen per proefvlak en per dak. Voor afkortingen zie tabel 1.1; (s.d.= standaarddeviatie)

Abiotische factoren Hittladi Leeftijd SubstrDikte ZonnStra

Per proefvlak (n = 70) Gemiddelde s.d. 0,69 0,01 3,84 2,24 8,57 3,62 0,69 0,01

Per dak (n = 19) Gemiddelde s.d. * * 3,74 2,38 8,00 3,33 * *

Biotische factoren AantAan AantSoorten AantSpontaan Evenness Hdom Hgem ProcAan ProcAcromoss ProcKaleBodem ProcKruid ProcMos ProcPleurmoss ProcTotBedekking ProcSp(excl.mos) ProcSp(incl.mos) SWindex

Per proefvlak (n = 70) Gemiddelde s.d. 4,71 2,83 8,24 4,80 3,53 3,46 0,58 0,19 5,02 5,71 3,95 6,57 35,44 24,36 10,64 15,10 40,80 29,07 40,07 24,17 23,02 30,28 12,38 25,48 62,68 37,19 4,21 6,55 27,24 34,60 1,18 0,59

Per dak (n = 19) Gemiddelde s.d. 4,98 3,08 8,56 4,87 3,58 3,15 0,60 0,16 5,85 6,16 4,71 5,65 36,07 16,66 10,76 11,90 40,44 25,75 40,86 18,23 25,39 28,53 14,62 25,16 66,02 33,88 4,28 5,38 31,25 32,05 1,23 0,55

*

Hittelading en zonnestraling werden weggelaten omdat op hetzelfde dak soms proefvlakken werden genomen met verschillende oriëntaties, waardoor de waarde per dak geen betekenis meer had.

1.3.2

Correlaties tussen milieuvariabelen

Uit de correlatiematrix op proefvlakniveau(tabel 1.4) kwamen enkele voor de hand liggende verbanden naar voor, zoals de sterk negatieve correlatie tussen kale bodem en totale procentuele bedekking (rs=-0,88, P<0,001) en een positief verband tussen dominante en gemiddelde hoogte (rs=0,73, P<0,001). De hoge positieve Spearman rangcorrelatie tussen leeftijd en de procentuele bedekking van mossen (rs=0,80, P<0,001) kwam visueel slechts beperkt tot uiting (fig 1.3.a). Bij bepaling van de partiële correlatie met controle voor de procentuele bedekking van de spontane soorten (incl. mos), bleef een correlatie van 0,38 (P=0,001) over. Hoewel de Spearman rangcorrelatie tussen leeftijd en procentuele bedekking van spontane soorten zonder mos redelijk laag is (rs=0,29, P<0,05), is in figuur 1.3.b toch een tendens van toenemende bedekking met toenemende leeftijd zichtbaar. Wat het aantal spontane soorten betreft, bedraagt de Spearman rangcorrelatie met leeftijd 0,44 (P<0,01), wat wijst op toenemend aantal spontane soorten met de leeftijd. 31

N. Thyssen


Met toenemende substraatdikte neemt ook het aantal (spontane) soorten toe (rs =0,56 en rs =0,59, P<0,001), net als de procentuele bedekking van spontane soorten (met of zonder mos, resp. rs=0,56, P<0,001 en rs=0,37, P<0,01). Ook de totale procentuele bedekking en de dominante hoogte zijn positief gecorreleerd met substraatdikte (resp. rs=0,31 en rs=0,33, P<0,01). Ondanks de sterke positieve correlatie tussen substraatdikte enerzijds en aantal soorten en spontane soorten anderzijds, kwam dit visueel niet sterk tot uiting (figuur 1.3.c). Aangezien de twee laatstgenoemde variabelen onderling ook sterk gecorreleerd zijn, bleef na berekening van de partiële correlaties weinig over van het verband (rsubstr AantSoorten . AantSpontaan = 0,28 (P=0,001); rSubstr AantSpontaan . AantSoorten = 0,17 (P=0,001)). Toch is in figuur 1.3.c. te zien dat bij dunne substraten eerder weinig soorten optreden en dat bij toenemende dikte ook het aantal (spontane) soorten toeneemt. Hoe hoger het totaal aantal soorten, hoe hoger ook het aantal spontane soorten en hun procentuele bedekking (zonder mos) (resp. rs=0,81, rs=0,78, P<0,001; figuur 1.3.d en e). Ook de totale procentuele bedekking en de procentuele bedekking door mossen neemt toe met toenemend aantal soorten (resp. rs=0,40, P<0,001 en rs =0,40, P<0,01). Hoewel het aantal soorten en het aantal spontane soorten onderling een sterke positieve correlatie vertoonden, werd deze waarde gereduceerd tot een partiële correlatie van 0,41 bij controle voor de procentuele bedekking van spontane soorten (excl. mos), een variabele met dewelke zowel het aantal soorten als het aantal spontane soorten een hoge Spearman rangcorrelatie vertonen (resp. 0,78 en 0,89, P<0,001). Figuur 1.3.d toonde wel aan dat bij lage aantallen (minder dan tien soorten) nooit meer spontane soorten voorkomen dan aangebrachte. Bij tien soorten of meer trad het vaker op dat er meer spontane dan aangebrachte soorten waargenomen werden. De procentuele bedekking van de kruiden (dit is de bedekking van alle planten (spontaan en aangebracht, zonder mos) was zeer sterk positief gecorreleerd met de procentuele bedekking van de aangeplante soorten (rs=0,90, P<0,001), wat erop wees dat een zeer groot aandeel van de bedekking bestond uit aangebrachte soorten. In figuur 1.3.f is het nauwe verband duidelijk zichtbaar. Spontane soorten, indien aanwezig, bedekten slechts een zeer kleine oppervlakte (zelden hoger dan 20%) en vertonen geen opvallend verband met de kruidachtige bedekking (figuur 1.3.f). Bij bedekkingen van meer dan 80% wordt deze quasi enkel door aangebrachte soorten vertegenwoordigd, terwijl bij lagere bedekkingen (20-40%) toch nog relatief hoge bedekkingen voor de spontane kruidachtigen optreden. De Spearman rangcorrelaties tussen milieuvariabelen op dakniveau vertoonde geen opvallende verschillen met deze op proefvlakniveau, hoewel ze vaak een minder significant waren (appendix1.4).

32

N. Thyssen


Figuur 1.3 a-f Weergave van de relatie tussen verschillende milieuvariabelen, waarbij de proefvlakken voorgesteld worden door puntjes. (a) Verband tussen leeftijd en procentuele bedekking van mossen, (b) Verband tussen leeftijd en procentuele bedekking van spontane soorten (incl. mos), (c) Verband tussen substraatdikte en aantal (spontane) soorten, (d) Verband tussen aantal soorten en aantal spontane en aangeplante soorten, (e)Verband tussen aantal soorten en procentuele bedekking van spontane soorten (exl. mos), (f) Verband tussen procentuele bedekking van kruidachtigen en procentuele bedekking van aangebrachte en spontane soorten. Voor significantie van correlaties wordt verwezen naar paragraaf 1.3.2

33

N. Thyssen


Tabel 1.4 Spearman rangcorrelaties tussen gemeten en berekende variabelen op plotniveau. Voor afkortingen zie tabel 1.1; n=70; *** = P≤0,001; ** = 0,001≤P≤0,01; * = 0,01≤P≤0,05. Aant Soorten AantAan Aant Soorten Aant Spontaan Evenness Hdom Hgem Hittladi Leeftijd ProcAan ProcAcro moss ProcKale Bodem ProcKruid ProcMos ProcPleur moss ProcTot Bedekking ProcSp excl. mos ProcSp incl. mos Substr Dikte SWindex

0,66***

Aant Spon taan

Even ness

Hdom

Hgem

Hittladi

Leef tijd

Proc Aan

ProcAcro moss

ProcKale Bodem

Proc Kruid

Proc Mos

ProcPle urmoss

ProcTot Bedek king

Proc Spexcl. mos

Proc Spincl. mos

Substr Dikte

SW index

Zonn Stra

0,16

0,26** 0,15

0,25*

-0,06

0,05

0,18

0,12

-0,23

0,23

0,01

-0,02

0,23

0,20

0,10

0,32**

0,52***

-0,15

0,81***

0,33** 0,45***

0,47***

-0,26*

0,34**

-0,16

0,12

-0,44 ***

0,11

0,40***

0,43***

0,40***

0,78***

0,56***

0,59***

0,80**

-0,32**

0,30** 0,43***

0,38***

-0,32**

0,44**

-0,34**

0,16

-0,35**

-0,07

0,54***

0,60***

0,35**

0,89***

0,69***

0,56***

0,69***

-0,32**

0,03

0,06

0,12

-0,40***

0,32**

0,16

-0,41***

0,15

-0,09

-0,25*

0,22

0,28*

0,31**

0,78**

-0,02

0,73***

-0,35**

0,02

0,10

-0,30*

-0,35**

0,26*

0,07

0,28*

0,33**

0,48***

0,16

0,33**

0,34**

-0,24*

-0,25*

0,25*

0,38**

-0,06

-0,62***

0,53***

0,31**

0,40**

0,67***

0,35**

0,35**

0,32**

0,28*

-0,20

-0,11

-0,15

0,18

0,12

-0,28*

-0,01

-0,15

-0,19

-0,32**

-0,05

-0,21

-0,17

0,69***

-0,27*

0,62***

-0,42***

-0,13

0,80***

0,52***

0,46***

0,29*

0,76***

0,37**

0,23

-0,23

-0,28*

-0,30*

0,90***

-0,29*

-0,14

0,40***

-0,34**

-0,34**

-0,20

-0,33**

-0,09

-0,12

-0,28*

0,69***

0,09

0,22

-0,01

0,64***

0,13

0,24*

0,07

-0,54***

-0,51***

-0,59***

-0,88***

-0,32**

-0,48***

-0,45*** -0,17

0,24*

-0,11

0,09

0,63***

-0,01

-0,13

-0,02

-0,17

-0,22

0,68***

0,59***

0,34**

0,95***

0,24*

0,30*

-0,09

0,63***

0,44**

0,66***

0,26*

0,23

-0,14

0,29*

0,56**

0,31**

0,08

-0,22

0,52***

0,56***

0,63***

-0,35**

0,37**

0,47***

-0,16

0,57***

-0,25*

0,11

-0,22

34

N. Thyssen

1.3.3


PCA op de milieumatrix

De verwerking van de milieumatrix op proefvlakniveau volgens een PCA leverde een eerste as op die 64,6% van de variantie verklaarde (eigenwaarde 0,646), terwijl de tweede as 25,0% van de variantie verklaarde (eigenwaarde 0,250) (figuur 1.4). Op deze manier werd dus bijna 90% van de 20 initiële variabelen verklaard door slechts twee dimensies. As drie en vier verklaarden elk nog 4,8 en 3,5% (eigenwaarde respectievelijk 0,048 en 0,035). Logischerwijs kwam uit figuur 1.4 naar voor dat de procentuele bedekking van de kale bodem (‘ProcKale’) negatief gecorreleerd was met deze van de totale bedekking (‘ProcTotB’). Dominante en gemiddelde hoogte (‘Hdom’ en ‘Hgem’) waren volledig positief gecorreleerd, maar hadden een lage verklarende kracht, wat aangegeven werd door hun relatief korte vectorlengtes. De procentuele bedekking van de kruiden en deze van de aangeplante soorten (‘ProcKrui’ en ‘ProcAan’) vertoonden, zoals ook bleek uit de Spearman rangcorrelatie, een uitgesproken positief verband, terwijl ze door hun loodrechte ligging op de variabelen in het kwadrant rechts onder eerder onafhankelijk bleken van de variabelen die daar gelegen waren. Tien van de 20 variabelen vertoonden een sterk gelijkend gedrag (onderaan rechts). Het resultaat van de PCA-analyse gaf een kleine verklarende kracht aan de substraatdikte (‘SubstrDi’), hoewel deze variabele wel positief gecorreleerd was met de negen andere variabelen in het kwadrant rechts onder. De bijna loodrechte verhouding met het aantal en de procentuele bedekking van aangeplante soorten, wees op een zo goed als onafhankelijkheid van deze variabele voor substraatdikte. De sterke correlatie tussen de procentuele bedekking door mossen en spontane soorten kwam ook al naar voor in de Spearman rangcorrelatie. De leeftijdsvector lag eveneens in het kwadrant rechts onder, en had een hogere verklarende kracht dan de substraatdikte. De vector lag het dichtste bij deze van de procentuele bedekking van de spontane soorten zonder mos (‘ProcSpe(e’ ). De totale bedekking van de soorten ligt in het kwadrant rechts boven en staat ongeveer 45° op de tien variabelen in het onderliggende kwadrant. De verbanden met deze variabelen zijn dus positief doch niet echt uitgesproken. De ligging van de proefvlakken in het diagram is goed gespreid, hoewel links onder, centraal bovenaan en rechts onder een lichte tendens tot groepering optrad (figuur 1.5).

PCA2

PCA1 Figuur 1.4 PCA-ordinatie (As 1 en 2) van de variabelen op proefvlakniveau (n = 70) (proefvlaklabels weggelaten ter verduidelijking). Voor afkortingen zie tabel 1.1; Proefvlakken met cirkels aangegeven, variabelen als vectoren.

35

N. Thyssen


PCA2

PCA1 Figuur 1.5 PCA-ordinatie (As 1 en 2) van de variabelen op proefvlakniveau (n = 70) (labels van de variabelen weggelaten ter verduidelijking). Voor afkortingen zie tabel 1.1; Proefvlakken met cirkels aangegeven, variabelen als vectoren.

1.3.4

DCA op de vegetatiematrix op proefvlakniveau

Eerst werd de analyse uitgevoerd voor het proefvlakniveau, met de 70x101 vegetatiematrix. Met een gradiëntlengte van 4,777 voor de eerste as, bleekt DCA een verantwoorde keuze. De eerste as verklaarde 14,5% van de totale variantie met een eigenwaarde van 0,707, terwijl de tweede as bijkomend 10,5% verklaarde (eigenwaarde 0,510). As drie en vier verklaarden respectievelijk nog 4,5 en 2,3% (eigenwaardes 0,281 en 0,116). Figuur 1.6 geeft in een biplot de ligging van de proefvlakken en soorten weer in de DCA-ordinatieruimte. Naast acrocarpe en pleurocarpe mossen behoren slechts drie spontane soorten hiertoe (Hypochaeris radicata, Senecio jacobaea en Vulpia myuros). Aan de uiteinden van de eerste as ligt Petrorhagia saxifraga (negatief), en Sedum kamtschaticum (positief). Voor de tweede as vertoonde Sedum lydium de meest positieve waarde, terwijl Fragaria vesca de laagste waarde had. Uit de figuur komt geen duidelijke verdeling van soorten volgens de assen naar voor, hoewel de Sedums eerder naar de positieve kant van as één gelegen zijn. Volgens as twee is Sedum reflexum de enige Sedum-soort die een extreem lage score heeft. De andere Sedums liggen op deze as vanaf een waarde van anderhalf tot vijf mooi verspreid. Een groot deel van de proefvlakken is centraal gegroepeerd gelegen, waarbij de waarden op de eerste as redelijk dicht bij elkaar liggen (eerder naar rechts neigend), terwijl ze volgens de tweede as meer verspreid ten opzichte van het midden voorkomen. Er zijn slechts enkele proefvlakken en soorten die op de eerste as meer naar rechts gelegen zijn dan deze dichte puntenwolk, terwijl op de tweede as de spreiding over de hele as ligt. In figuur 1.7 is hetzelfde DCA-ordinatiediagram te zien, maar dan met weergave van de proefvlaklabels. Hierop is ook duidelijk de centrale groepering waar te nemen. Proefvlakken die zich buiten de centrale wolk bevinden en die dicht bij elkaar gelegen zijn, behoren alle tot hetzelfde groendak. De extremen volgens as één zijn Gl1 en Gl2 links, en Ws2 rechts op de as. Voor de tweede as is dit proefvlak LhB_1 onderaan en de drie proefvlakken uit SNsB bovenaan.

36

N. Thyssen


DCA2

DCA1 Figuur 1.6 Positie van proefvlakken ( ) en soorten ( ) in het DCA-ordinatiediagram (n=70). Voor afkortingen van de soorten: zie appendix 1.3. Om de figuur te verduidelijken, werden proefvlaklabels niet weergegeven en werden enkel soorten met een gewicht groter dan 1% (relatief ten opzichte van de soort met het hoogste gewicht in de gegevensset) weergegeven.

DCA2

DCA1 Figuur 1.7 Positie van proefvlakken ( ) en soorten ( ) in het DCA-ordinatiediagram (n=70). Voor afkortingen van de groendaken: zie appendix 1.3. Om de figuur te verduidelijken, werden soortlabels niet weergegeven en werden enkel soorten met een gewicht groter dan 1% (relatief ten opzichte van de soort met het hoogste gewicht in de gegevensset) weergegeven.

37

N. Thyssen


De Spearman rangcorrelaties tussen de DCA-assenscores van de verschillende proefvlakken en de variabelen worden in tabel 1.5 gegeven. Met DCA 1 hebben de Shannon-Wiener index (‘SWindex’, rs =-0,57, P<0.001), het aantal soorten (rs=-0,53), de dominante hoogte (rs =-0,52) en de procentuele spontane bedekking (exclusief mos) (rs= -0,51) een negatieve correlatie die in absolute waarde hoger is dan 50% op het 0,1% significantieniveau. DCA2 vertoont een hogere correlatie met de variabelen. Een negatieve correlatie met absolute waarde groter dan 50% op het 0,1% significantieniveau treedt op voor de procentuele bedekking van soorten (inclusief mos) (rs=-0,76), bedekking door (pleurocarpe) mossen (rs=-0,71; rs =-0,64), het aantal spontane soorten (rs =0,63) en het aantal soorten (rs=-0,55). Uit deze ordinatie kwam voor de eerste noch de tweede as een opvallende rol van de substraatdikte naar voor. Tabel 1.5 Spearman rangcorrelaties tussen de DCA proefvlak-ordinatiescores (n=70) op vier assen en de milieuvariabelen. Voor afkortingen zie tabel 1.1; *** = P≤0,001; ** = 0,001≤P≤0,01; * = 0,01≤P≤0,05.

AantAan

DCA1 -0,30 *

DCA 2 -0,12

DCA 3 0,13

DCA 4 -0,06

AantSoorten

-0,53 ***

-0,55 ***

0,14

-0,19

AantSpontaan

-0,44 ***

-0,63 ***

0,13

-0,14

Evenness

-0,36 **

-0,32 **

0,62 ***

Hdom

-0,52 ***

-0,32 **

0,03

Hgem

-0,33 **

-0,34 **

-0,00

Hittladi

0,23

-0,03

0,27 *

Leeftijd

0,26 *

-0,50 ***

0,21

ProcAan

0,10

0,35

ProcAcromoss

0,27 *

-0,31 **

0,19

0,30

-0,04

0,19

ProcKaleBodem ProcKruid ProcMos

*

-0,30 * 0,60 *** 0,09 -,035 ** 0,21

0,10 0,14 -0,10 0,11 0,05 0,33

**

-0,10

0,05

-0,71 ***

-0,10

-0,64 ***

-0,27 *

ProcTotBedekking -0,09

-0,34 **

-0,14

ProcSp(excl.mos)

-0,51 ***

-0,46 ***

0,07

-0,19

ProcSp(incl.mos)

-0,10

-0,76 ***

0,27 *

-0,11

SubstrDikte

-0,39 ***

-0,22

0,30 *

-0,24

SWindex

-0,57 ***

-0,50 ***

0,45 ***

0,08

ZonnStra

0,30 *

0,00

0,16

0,15

ProcPleurmoss

1.3.5

**

0,37 ** 0,13

-0,13 -0,28 * -0,23

*

DCA op de vegetatiematrix op dakniveau

De ‘gemiddelde’ ligging van de daken in het DCA-ordinatiediagram toont de extreme ligging volgens as één aan van de groendaken Gl en Go enerzijds en deze van Ws anderzijds. Voor de rest liggen de meeste groendaken, zoals verwacht uit de proefvlakspreiding, redelijk rechts op DCA1 met een goede spreiding volgens DCA2. De rangcorrelaties tussen de DCA-assenscores en de milieuvariabelen per dak zijn vinden in tabel 1.6. Geen enkele correlatie is significant op het 0,1%-significantieniveau en het grootste aandeel is zelfs niet significant op het 5%-niveau.

38

N. Thyssen


DCA2

DCA1 Figuur 1.8 Ligging van de onderzochte groendaken (n=19) in het DCA-ordinatiediagram. Voor afkortingen zie appendix 1.1

Tabel 1.6 Spearman rangcorrelaties tussen de DCA dak-scores (n=19) en de variabelen. Voor afkortingen zie tabel 1.1; ** = 0,001≤P≤0.01; * = 0,01≤P≤0,05. DCA1

DCA2

DCA 3

DCA 4

AantAan

-0,26

-0,29

AantSoorten

-0,51 *

AantSpontaan

-0,14

Evenness

-0,36

-0,33

Hdom

-0,53 *

-0,48 *

-0,30

-0,05

Hgem

-0,09

-,055 *

-0,53 *

-0,15

Leeftijd ProcAan ProcAcromoss

0,47 * -0,07 0,49 *

0,03

-0,23

-0,54 *

-0,09

-0,12

-0,66 **

-0,19

-0,23

0,60 **

0,35

-0,41

0,01

-0,11

0,30

-0,36

-0,05

-0,13

0,44

0,02

ProcKaleBodem

-0,17

0,35

0,32

0,48

ProcKruid

-0,10

0,18

-0,40

-0,16

ProcMos

0,27

-0,61 **

-0,28

-0,30

ProcPleurmoss

0,07

-0,63 **

-0,52 *

-0,35

ProcTotBedekking

0,17

-0,46 *

-0,44

-0,32

ProcSp(excl.mos)

-0,16

-0,64 **

-0,19

-0,22

ProcSp(incl.mos)

0,06

-0,67 **

-0,25

-0,32

SubstrDikte

-0,17

-0,10

0,34

-0,30

Swindex

-0,57 *

-0,47 *

0,27

0,15

*

39

N. Thyssen


1.3.6 Bedekking van plantensoorten i.f.v. substraatdikte en ouderdom Achterwaartse stapsgewijze lineaire regressie en een combinatie van voorwaartse en achterwaartse stapsgewijze lineaire regressie leverden in de drie gevallen dezelfde oplossing. Enkel in het geval van de totale procentuele bedekking in functie van de leeftijd en substraatdikte, leverde de voorwaartse stapsgewijze regressie een andere uitkomst op. Echter, deze kreeg niet de voorkeur aangezien ze lagere R²-waarde opleverde (R²=0,1269 in vergelijking met R²=0,1557). De residuelen van de bekomen oplossingen (vergelijking 1.6 t.e.m. 1.8) werden gecontroleerd op normaliteit met de Kolmogorov-Smirnov test. sinh √

= −0,9014 + 1,8885 ∗ (

( (

= 0,5298,

:

= 0,5)

= −1.3226 + 1.1830 ∗

+ 0.5307 ∗ √

= 0,515,

:

= 0,0391)

) = 1,6558 + 0.3715 ∗ (

= 0,1557,

(Vgl. 1.6)

(Vgl. 1.7)

+ 0.2512 ∗ √ :

= 0,0102)

(Vgl. 1.8)

Uit de bekomen regressievergelijkingen volgde dat de procentuele bedekking door mossen niet significant te verklaren viel door substraatdikte, en dat ze door leeftijd alleen al voor 53% verklaard werd. De p-waarde van 0,5 (>0,05) toonde de bruikbaarheid van de vergelijking aan. De verklarende kracht van leeftijd en substraatdikte is relatief laag voor de totale procentuele bedekking. Daarenboven waren de residuelen van deze lineaire regressievergelijking niet normaal verdeeld. Wat betreft de bedekking van spontane soorten komen zowel leeftijd als substraatdikte voor in de vergelijking, welke een hoge R²-waarde (0,515) en bijna-normaalverdeelde residuelen heeft (p=0,0391).

1.3.7

Correlaties met de dakoppervlakte

Er werd geen enkele significante correlatie gevonden tussen de dakoppervlakte en één van de 18 milieuvariabelen op het 5%-significantieniveau (appendix 1.5), wat erop wijst dat alle milieuvariabelen onafhankelijk zijn van de dakoppervlakte.

1.3.8

Methode van aanleg

Op de Sedum-matten is de bedekking op zeer korte tijd bijna 100%, maar er komt geen enkele spontane soort voor (tabel 1.8). Het aantal soorten verschilde niet bij de aanleg met matten of stekken, maar met de stekken-methode vond wel al kolonisatie door twee spontane soorten plaats. Hoewel de bedekking op de daken met Ecofloramengsel zeer laag is, hebben ze in vergelijking met de andere twee types een veel hogere soortenrijkdom en meer spontane soorten.

40

N. Thyssen


Tabel 1.8 Vergelijking van drie verschillende methoden van aanleg voor vier groendaken van vergelijkbare leeftijd en substraatdikte. Voor afkortingen zie tabel 1.1.

DAK Gmeu Gl Go SNs Methode van aanleg Sedum-mat Ecofloramengsel Ecofloramengsel Sedum-stekken Leeftijd (jaar) 0 1 0 2 Substraatdikte (cm) 8 9 8 10 AantSoorten 6 13 20 6 AantSpontaan 0 3 5 2 ProcAan 93 49 20 59 ProcAcromoss 0 0 1 0 ProcKaleBodem 8 50 83 37 ProcKruid 93 52 24 61 ProcMos 0 0 1 0 ProcPleurmoss 0 0 0 0 ProcTotBedekking 93 52 25 61 ProcSp(excl.mos) 0 3 5 2 ProcSp(incl.mos) 0 33 6 2

1.4

Discussie

1.4.1 Veldwerk Tijdens het veldwerk dat gepaard ging met dit thesisonderzoek, werden slechts 19 verschillende groendaken bezocht. Dit is redelijk beperkt, maar de variatie in leeftijd was wel aanzienlijk (van nul tot acht jaar). Aangezien subsidies voor de aanleg van groendaken werden toegekend vanaf het jaar 2001, steeg de populariteit vanaf dan. Een leeftijdsrange van nul tot acht jaar, met een mediaan van vier jaar en een gemiddelde van 3,74 jaar, geeft dus een goed beeld van de recente groendaken in Vlaanderen. De periode van de vegetatieopnames (tweede helft van juli 2010), ging gepaard met een zware zomerdroogte. De gemiddelde9 temperatuur en neerslag in België bedraagt voor de maand juli 18,4°C en 73,5 mm en het gemiddeld aantal regendagen 10 bedraagt 14,3. Voor juli 2010 bedroegen de gemiddelde temperatuur 20,5°C met 62,8 mm neerslag. Het aantal regendagen bedroeg 13. Deze omstandigheden zullen zeker hun invloed gehad hebben op het aantal waargenomen soorten. Eveneens werd ieder dak slechts één keer bezocht, waardoor het mogelijk is dat sommige soorten al verdwenen waren.

1.4.2 Verwerking van de gegevens Aangezien het merendeel van de bezochte groendaken bestond uit aangelegde Sedum-begroeiingen, was het hoge gemiddelde bedekkingspercentage voor Sedums (33%) niet verbazingwekkend. Echter, het grote aandeel Sedum album (15%) zou kunnen wijzen op een hoog toepassingspotentieel van deze soort op groendaken. In totaal werden 39 verschillende soorten aangebracht, waarvan ‘slechts’ 12 Sedums, wat wijst op een toename van gebruik van andere soorten bij groendakaanleg (o.a. Ecofloramengsel). De 62 spontane soorten kwamen in de meeste gevallen in minder dan 5% van de proefvlakken voor (figuur 1.2), met een gemiddelde totale bedekking van 4,21% (tabel 1.3). Dit zou verklaard kunnen worden door de jonge leeftijd van de daken (mediaan vier jaar, gemiddelde 3,74 jaar) en hun min of meer geïsoleerde ligging, waardoor verbreiding van en kolonisatie door spontane soorten geen evidentie is. Ook het competitievoordeel van voornamelijk Sedums (maar ook andere aangebrachte soorten) kan hier waarschijnlijk spelen. 9

Gemiddelde werd genomen over 1981 tot 2010 Een dag is een regendag indien minstens 1 mm regen valt.

10

41

N. Thyssen


Deze studie toont aan dat mossen belangrijke potentiële toepassingsmogelijkheden hebben. Van de spontane soorten kwamen enkel acrocarpe en pleurocarpe mossen in meer dan een derde van de proefvlakken voor en de procentuele bedekking van spontane soorten bestond grotendeels uit mos (tabel 1.3). Ondanks de jonge leeftijd van de groendaken bedekten acrocarpe en pleurocarpe mossen respectievelijk gemiddeld 10,64 en 12,38%. Het snelle kolonisatie- en voortplantingsvermogen (met sporen of op vegetatieve wijze) in combinatie met andere eigenschappen (bv. waterretentie, cf. Anderson et al., 2010) maken mossen tot een zeer goede kandidaatbegroeiing van groendaken. De procentuele bedekking van kruidachtigen (dit is zonder mos) vertoonde een hoge positieve correlatie met de procentuele bedekking van de aangebrachte soorten enerzijds (rs =0,90, P<0,001) en geen verband met de procentuele bedekking van de spontane soorten (excl. mos) anderzijds (rs=0,01,P>0,05) (figuur 1.3.f). Dit wijst erop dat de kruidachtige bedekking bijna volledig werd bepaald door aangebrachte soorten, welke in deze studie (wat procentuele bedekking betreft) voornamelijk uit Sedums bestonden. Dit suggereert het competitievoordeel van de aangebrachte soorten en de voorkeur voor gebruik van Sedums bij aanleg van groendaken, welke reeds uitgebreid onderzocht werden op hun toepassingsmogelijkheden (o.a. Dunnet en Kingsbury, 2004; Nagase en Dunnett, 2010). Het bedekkingspercentage voor spontane soorten bleef voor alle kruidachtige bedekkingspercentages ongeveer gelijk, met een gemiddelde van 4,21% (tabel 1.3). Uit figuur 1.3.f komt naar voor dat bij lage bedekkingen een groot aandeel afkomstig is van spontane soorten, maar dat de bedekking door spontane soorten bij hoge bedekkingen (vanaf 40%) zeer beperkt blijft. Hoe hoger dus het totale bedekkingspercentage, hoe minder ruimte overblijft voor spontane soorten (mossen niet meegerekend). Hiervoor kon uit de literatuur geen verklaring gevonden worden. Een mogelijkheid is eventueel de grotere concurrentiekracht van aangeplante soorten (mede door competitievoordeel),waardoor spontane soorten bij toenemend bedekkingspercentage lijden aan een nutriënten-, licht- en watertekort. Bij de lagere bedekkingspercentages moet ook gedacht worden aan de vaak beperkte ruimteinname door spontane soorten (bijvoorbeeld Geranium spp., Senecio spp. en Vulpia myuros), wat betekent dat bij lage percentages toch veel individuen of soorten kunnen voorkomen. Bij toenemende substraatdikte, steeg de procentuele bedekking van plantensoorten (voor alle groepen), net als het soortenaantal en de dominante hoogte, en daalt de kale oppervlakte (tabel 1.4, figuur 1.4). Met andere woorden, dikkere substraten boden meer mogelijkheden voor gevarieerde flora dan dunnere substraten. De verklarende kracht die na PCA-analyse bekomen werd voor substraatdikte bleef echter relatief beperkt, hoewel de richting van de vector wel aangaf dat deze variabele een positief verband vertoonde met de procentuele bedekking van de mossen en (spontane) soorten. Dit bevestigt dat een toenemende substraatdikte aan meer soorten overlevingskansen biedt. De lage correlatie tussen substraatdikte en het aantal soorten (rSubstrDikte AantSoorten . AantSpontaan=0,28, P=0,001; figuur 1.4) is een indicatie voor het feit dat daken met dunne substraten omwille van een doordachte soortenkeuze toch veel soorten kunnen herbergen, terwijl daken met dikke substraten redelijk beperkt bleven in soortenaantal. Dit was waarschijnlijk te wijten aan de traditionele aanleg met gebruik van slechts een beperkt aantal Sedums. Met een toename van de leeftijd van het dak, nam ook het aantal (spontane) soorten toe, net als de totale procentuele bedekking en de bedekking van de twee mosgroepen. Deze bevinding suggereert dat de ontwikkeling van de dakbegroeiing tijd vergt en dat niet-aangebrachte soorten zich pas na enige tijd kunnen vestigen (Hermy et al., 2005). Deze verbanden traden naar voor in de PCA-analyse, terwijl de Spearman rangcorrelatie tussen leeftijd en deze variabelen toch niet altijd even uitgesproken waren. Zo was het verband van de leeftijd met procentuele bedekking van mossen (rleeftijd ProcMos . ProcSp(incl.mos) = 0,38, P=0,001) en andere spontane soorten (figuur 1.3.a, tabel 1.4) betrekkelijk laag, in tegenstelling tot wat verwacht werd uit de literatuur (Anderson et al., 2010; Hermy et al., 2005) en de PCA-analyse. De oorzaak hiervan zou kunnen liggen bij de jonge leeftijd van de daken en de redelijk beperkte gegevensset. Bij de DCA-analyse kwam de ligging van de Sedums aan de rechterkant van DCA1 overeen met een begroeiing gekenmerkt door een redelijk lage soortenrijkdom, een lage bedekking van de spontane 42

N. Thyssen


soorten (exclusief mos) en een lage dominante hoogte, dit alles op een redelijk dun substraat. Dit wees erop dat aangeplante Sedum-begroeiingen dus weinig kans boden aan andere (spontane) soorten maar dat ze wel overleefden op dunne substraten. De proefvlakken genomen op de daken Gl en Go bevinden zich links op DCA1. Op deze twee daken werd gebruik gemaakt van het Ecofora-groendakmengsel waarvan sprake in de inleiding. Het gemiddeld aantal soorten van de vijf proefvlakken is 16,8 (min. 12 en max. 22 soorten). Het is logisch dat hier veel soorten voorkomen, aangezien er initieel veel aangebracht worden (in vergelijking met een standaard Sedum-dak). Het is echter toch opvallend dat ook enkele soorten, niet aanwezig in het zaaimengsel, spontaan op het dak terechtkwamen ondanks de zeer recente aanleg ervan (leeftijd nul en één jaar). Gemiddeld werden vijf spontane soorten per proefvlak waargenomen, met een minimum van drie en een maximum van negen. Voorzichtigheid omtrent deze waarneming is echter geboden, aangezien het initiële mengsel eventueel ‘vervuild’ zou kunnen zijn met enkele zaden van niet-bedoelde soorten; zo is Thymus citriodorus, hoewel niet vermeld, hoogstwaarschijnlijk een soort die initieel toch aanwezig was in het zaadmengsel. Ondanks alles lijkt het Ecofloramengsel toch een goed hulpmiddel ter verhoging van de soortenrijkdom. Door initieel aanbrengen van een groot aantal soorten, wordt de problematiek van geïsoleerde ligging en moeilijke verbreiding en kolonisatie overwonnen. In de zoektocht naar de verklarende kracht van substraatdikte en groendakleeftijd voor de totale procentuele bedekking en deze van mossen en spontane soorten, werd voornamelijk voor de mosbedekking een goede relatie gevonden, waarbij de R²-waarde hoog was (0,5298) en de residuelen normaal verdeeld (p=0,5). Wat opviel was dat in deze vergelijking (vgl. 1.6) enkel leeftijd voorkwam, wat wees op een hoge verklarende kracht van deze variabele voor de bedekking van de mossen. De uitkomst bevestigde de verwachtingen uit de literatuurstudie (Hermy et al., 2005). De onafhankelijkheid van substraatdikte zou te wijten kunnen zijn aan de mogelijkheid van mossen om op zeer dunne substraten te groeien, terwijl ze uiteraard ook gedijen op dikkere substraten (Anderson et al., 2010). Wat de bedekking door spontane soorten betreft, werden zowel leeftijd als substraatdikte in de vergelijking opgenomen. De hoge R²-waarde (R²=0,515) stemde overeen met de hetgeen werd aangegeven in de literatuur (Durhman et al., 2007; Hermy et al., 2005). Voor totale bedekking werd slechts een zwakke R²-waarde bekomen voor de lineaire regressie (R²=0,1557). Dit zou kunnen wijzen op relatieve onafhankelijkheid van deze variabelen ten aanzien van leeftijd en substraatdikte. Dit kan het gevolg zijn van een soortenkeuze aangepast aan de substraatdikte, waardoor de vegetatie overleeft op dunne dan wel dikke substraten, en stand houdt in de tijd. Bij deze regressie is het uiteraard van belang om in het achterhoofd te houden dat niet alle ( ), variabelen normaal verdeeld waren (met name en ). √ Net zoals in het lange-termijnonderzoek van Köhler (2006) werd voor deze gegevensset geen significante correlatie gevonden tussen de dakoppervlakte en de andere onderzochte milieuvariabelen. Echter, met zou toch durven verwachten dat met toenemende dakoppervlakte ook de mogelijkheden tot verbreiding en kolonisatie toenemen. Omwille van de beperkte gegevensset van 19 daken kunnen geen besluiten getrokken. Het zou interessant kunnen zijn om dit eventuele verband toch verder te onderzoeken. De hoge bedekking en de afwezigheid van spontane soorten op het dak aangelegd met Sedummatten is een bevestiging van wat te verwachten was uit de literatuur (Emilsson en Wolf, 2005). Bij het gebruik van de Ecoflora-zaaimengeling komt een opvallend hoog aantal soorten voor, wat eerder ook al besproken werd. De lage bedekkingsgraad was te verwachten, aangezien net werd ingezaaid. De resultaten van dit onderzoek lijken de moeilijke toegankelijkheid van groendaken voor nietaangebrachte soorten te bevestigen. Uit de literatuur bleek dat diverse vegetaties meer functies vervullen en ook resistenter en veerkrachtiger zijn ten opzichte van stress (cf. Haegeman en Loreau, 2010; Hector et al., 1999). Daarom zou dus gestreefd moeten worden naar een grotere diversiteit aan plantensoorten bij de aanleg van groendaken, om de verbreiding en kolonisatie van soorten te bevorderen. 43

44

N. Thyssen

Hoofdstuk

Koolstofopslag in de stad

2

Ecosysteemdiensten en koolstofopslag in de stad 2.1

Inleiding

2.1.1 Ecosysteemdiensten en –functies Tussen 2001 en 2005 werd, op vraag van de toenmalige secretaris-generaal van de Verenigde Naties Kofi Annan, het Millennium Ecosystem Assessment (MA) opgesteld. Het bundelen van de expertise van meer dan 1360 wetenschappers had als doel de gevolgen van ecosysteemveranderingen voor het menselijk welzijn in te schatten (www.maweb.org, maart 2011). Ecosysteemdiensten worden aan de mens geleverd door deze ecosystemen, welke een dynamisch complex vormen van planten, dieren en micro-organismen en de niet-levende omgeving (Millenium Ecosystem Assessment, 2005). Daarom was het dus belangrijk om de verbanden tussen het menselijk welzijn en deze diensten te achterhalen. Het MA had ook als doel om een wetenschappelijke basis te vormen bij beslissingen inzake bescherming en duurzaam gebruik van deze ecosystemen (www.maweb.org, maart 2011). Door het MA werd een lange lijst diensten onderscheiden, welke in vier groepen onderverdeeld zijn (figuur 2.1, voor een concrete opsomming van deze diensten volgens Millenium Ecosystem Assessment (2005) zie appendix 2.1). De eerste groep biedt producten aan, zoals voedsel, water en hout. De groep van de regulerende diensten hebben betrekking op de regeling van het klimaat, overstromingen, ziektepreventie en waterkwaliteit. Verder leveren ecosystemen ook culturele diensten, door voorkomen van mooie landschappen, ontspannende werking van contact met de natuur en spirituele invulling. Ten slotte is er de groep van ondersteunende diensten, zoals bodemvorming en optreden van nutriëntencycli (Millenium Ecosystem Assessment, 2005). Figuur 2.1 geeft ook weer in welke mate de ecosysteemdiensten een invloed hebben op de belangrijkste factoren die leiden tot het menselijk welzijn. Eveneens is het bemiddelingspotentieel aangeduid, welke een indicatie geeft van de mate waarin het mogelijk is om aan de hand van socio-economische ingrepen een substituut te vinden voor elke ecosysteemdienstgroep (Millenium Ecosystem Assessment, 2005). Uit deze figuur is af te leiden dat de kwaliteit van ecosysteemdiensten het menselijk welzijn in sterke mate beïnvloedt, en dat de mens er dus voor moet zorgen dat ecosystemen in tact blijven, om in zijn eigen welzijn te kunnen blijven voorzien Sinds de start van het opstellen van het Millennium Ecosystem Assessment (MA) is er een groeiende interesse ontstaan in de werking en functies van ecosystemen en de hierdoor geleverde diensten, maar ook voor 2001 waren wetenschappers al bezig met de indeling en bestudering van ecosysteemdiensten, waarbij verschillende benaderingen en interpretaties werden gebruikt. Zo beschouwde Costanza et al. (1997) slechts de 17 meest belangrijke diensten, waarbij de niethernieuwbare diensten zoals fossiele brandstoffen, mineralen en de atmosfeer, uitgesloten werden. De Groot et al. (2002) deden een poging om de ecologische complexiteit om te zetten in ecosysteemfuncties, welke op hun beurt de diensten leveren (figuur 2.2). Deze functies kunnen gedefinieerd worden als de capaciteit van natuurlijke processen en componenten om te voorzien in goederen en diensten die de menselijke noden direct of indirect bevredigen (de Groot et al., 2002). De auteurs onderscheidden 23 functies (appendix 2.2) en verdeelden ze eveneens onder in vier groepen. Drie groepen komen overeen met deze van het MA, wat betreft producerende, regulerende 45

N. Thyssen


en informerende (culturele) functies. De vierde groep betreft de habitatfuncties, welke de mogelijkheid bieden tot reproductie en schuilplaats voor wilde planten en dieren. In elk geval is het van groot belang om in het achterhoofd te houden dat ecosysteemdiensten en –functies niet noodzakelijk een één-éénverhouding vertonen. Zo is het mogelijk dat één dienst wordt bewerkstelligd door twee of meer functies, terwijl in andere gevallen één enkele functie meerdere diensten kan voortbrengen (Costanza et al., 1997). In deze thesis zullen regulerende ecosysteemfuncties en de bijhorende diensten de aandacht krijgen. Omdat ze voornamelijk indirecte voordelen bieden, worden ze vaak niet erkend zolang ze niet verloren gegaan zijn of verstoord raken op een zodanige manier dat het menselijk welzijn erdoor beïnvloed wordt. Echter, deze regulering is essentieel voor de mens en zijn voortbestaan op aarde (de Groot et al., 2002; Millenium Ecosystem Assessment, 2005). De functies die besproken worden zijn gas- en klimaatregulatie, waarbij de nadruk ligt op koolstofopslag. Reeds veel publicaties zijn verschenen rond dit onderwerp en het is onmogelijk om ze allemaal aan te halen. Zo is het aantal hits voor de zoekterm ‘Carbon Sequestration’ ongeveer 128000 op Google Scholar en 8143 op ISI Web of Knowledge. Er werd dus gestreefd naar een duidelijke omschrijving op basis van enkele bronnen.

Figuur 2.1 Weergave van de sterkte van de meest voorkomende verbanden tussen de verschillende groepen ecosysteemdiensten en de factoren die leiden tot het welzijn van de mens, evenals de bemiddelingspotentieel van socioeconomische factoren (Millenium Ecosystem Assessment, 2005).

46

N. Thyssen


Figuur 2.2 Raamwerk voor geïntegreerde beoordeling en waardering van ecosysteemfuncties, -goederen en -diensten volgens de Groot et al. (2002)

Gasregulatie Leven op Aarde staat in nauw verband met het chemisch evenwicht in de atmosfeer en de oceanen, en elke verandering in dat evenwicht kan positieve of negatieve gevolgen hebben op zowel natuurlijke als sociale en economische processen (de Groot et al., 2002). Een van de belangrijkste diensten van gasregulatie is het sturen van deze atmosferische (en oceanische) chemische samenstelling (Costanza et al., 1997). Ze wordt gehandhaafd door bio-geochemische processen die op hun beurt beïnvloed worden door de vele biotische en abiotische componenten van natuurlijke ecosystemen (de Groot et al., 2002). Een voorbeeld van een dergelijk proces is de zuiverende werking van bomen, welke naast CO2 ook polluenten en fijne partikels uit de lucht halen (Bolund en Hunhammar, 1999). Ook de invloed van fotosynthetiserende organismen op de balans tussen O2 en CO2 vallen onder deze functie (Costanza et al., 1997). Een belangrijk aandachtspunt, wanneer men tracht de waarde van de gasregulatiefunctie te achterhalen, is de schaal waarop men de analyse uitvoert. Bijvoorbeeld, de invloed van één hectare oceaan of bos als koolstofopslagplaats is moeilijk te meten. Echter, het cumulatieve effect van een verlies van 50% bos of de afname van algenproductiviteit in grote delen van de oceaan als gevolg van vervuiling op deze functie is aanzienlijk (de Groot et al., 2002).

Klimaatregulatie Lokale weersomstandigheden en klimaat worden bepaald door de complexe interactie van regionale en globale circulatiepatronen met lokale topografie, vegetatie, albedo en de configuratie van bijvoorbeeld meren, rivieren en baaien (de Groot et al., 2002). De diensten waarin klimaatregulatie voorziet, zijn gerelateerd aan het in stand houden van een gunstig klimaat, zowel op lokale als op globale schaal. Naar aanleiding van het broeikaseffect van sommige atmosferische gassen, speelt broeikasgasregulatie een belangrijke rol (Kremen, 2005). Het is ter handhaving van deze broeikasgassen dat het Kyoto-protocol in het leven werd geroepen (Ghoniem, 2011; Kremen, 2005). Een voorbeeld van microklimaatregulatie is de aanwezigheid van bomen langs straten, welke door verbruik van warmte-energie bij het evaporatieproces de temperatuur doet afnemen (Bolund en Hunhammar, 1999). De instandhouding van een gunstig klimaat, heeft op zijn beurt effect op onder andere de menselijke gezondheid, gewasproductie, recreatie en zelfs culturele activiteiten (de Groot et al., 2002).

47

N. Thyssen


2.1.2 Belang van koolstofopslag Er is reeds veel onderzoek gedaan naar de verandering van het klimaat en de invloed hiervan op het aardse leven. De bijdrage die broeikasgassen leveren aan de opwarming van het klimaat is gekend, net als de noodzaak om de uitstoot te verminderen. De volgende paragraaf beperkt zich tot informatie uit één overzichtsartikel, welke de problematiek goed in kaart bracht (Ghoniem, 2011), om een overvloed aan bronnen te vermijden. Energie is een van de belangrijkste noden van de mens en is prioritair op het lijstje van vereisten voor zijn welvaart (zie ook figuur 2.1). Ruwe energie, die in de natuur overvloedig aanwezig is, moet meestal eerst omgezet worden in energie van een hogere kwaliteit, om gebruikt te kunnen worden voor productie van drinkbaar water, landbouw, mobiliteit en dergelijke meer. Om onze natuurlijke hulpbronnen te beschermen en de milieu-impact van energiegebruik te beperken, is het van groot belang om de efficiëntie van deze omzetting en het gebruik van energie te optimaliseren, net als het gebruik van het eindproduct. Energie komt in deze tijd namelijk vooral voort uit de verbranding van fossiele brandstoffen, welke sinds de Industriële Revolutie in steeds toenemende mate gebruikt worden. Dit heeft geleid tot een toename van de atmosferische concentratie van het broeikasgas koolstofdioxide (CO2) en de daaraan gerelateerde toename van de gemiddelde temperatuur op Aarde. Broeikasgassen, welke een deel van de straling absorberen die weggaat van de Aarde en gedeeltelijk terug uitstralen richting het aardoppervlak, zorgen ervoor dat de planeet leefbaar is voor de mens, want indien het natuurlijke broeikaseffect er niet zou zijn, was de gemiddelde temperatuur -19°C. Echter, door toegenomen verbruik van fossiele brandstoffen (en in mindere mate ook de productie van cement) is de concentratie van broeikasgassen sterk gestegen, waardoor meer stralingsenergie behouden blijft. De verandering van de energiebalans als gevolg van deze broeikasgasstraling staat bekend als de ‘radiation forcing’. Omwille van zijn concentratie heeft CO2 de sterkste ‘radiating force’ in vergelijking met de andere broeikasgassen, met uitzondering van water. Maar de concentratie van water in de atmosfeer wordt in vergelijking met de andere broeikasgassen in de minste mate door menselijke activiteiten bepaald. De concentratieverandering brengt ook een aantal andere mechanismen op gang, zoals bijvoorbeeld een verhoging van het waterpeil en een verandering in de zuurtegraad van oceanen. Eveneens zal het poolijs smelten, dat een hoger albedo heeft dan de bodem, en zal de hoeveelheid waterdamp in de atmosfeer toenemen omwille van verhoogde evaporatie. Deze feedbacks versnellen de bijdrage van het broeikaseffect op de temperatuursstijging. Koolstofdioxide komt op natuurlijke wijze in de atmosfeer terecht door respiratie en decompositie van afval en afgestorven biologisch materiaal, en wordt er uit verwijderd door absorptie gedurende het fotosyntheseproces. Respiratie geeft ongeveer 60 GtC jaar-1 (11) vrij, terwijl fotosynthese ongeveer 61,7 GtC jaar-1 opneemt, wat de balans op een opslag van 1,7 GtC jaar-1 brengt. De oceanen treden netto op als opslagplaats met een bijdrage van 2,2 GtC jaar-1, waarbij 92,2 GtC jaar-1 opgenomen en 90 GtC jaar-1 afgegeven wordt. Veranderingen in landgebruik (meestal ontbossing) en van ecosystemen zorgen voor een afgifte van 1,4 GtC jaar-1 en opname van 1,7 GtC jaar-1, wat dus leidt tot een netto opname van 0,3 GtC jaar-1. De totale input van koolstof als gevolg van verbranding van fossiele brandstoffen wordt geschat op 6 GtC jaar-1, terwijl de totale atmosferische toename geschat wordt op 3,5 GtC jaar-1 (tabel 2.1). Het moet echter wel vermeld worden dat deze cijfers onderhevig zijn aan een onzekerheid en dat er één à twee GtC jaar-1 onverklaard blijft in de algemene balans, wanneer alle onzekerheden opgezocht worden. Daarenboven is de totale capaciteit van elk van deze actoren zeer groot en de mogelijke veranderingen zijn moeilijk te voorspellen. Ondanks de onzekerheden, kan toch gesteld worden dat de menselijke impact relatief gezien ten opzichte van de andere actoren enorm is.

11

( ) 1 GtC = 1 Gigaton koolstof = (44 g per molecule CO2)/(12 g per molecule C) = 3,667 GtCO2.

48

N. Thyssen


Tabel 2.1 Huidige opname en afgifte van koolstof door verschillende actoren (naar Ghoniem, 2011).

Fotosynthetisch actieve organismen Oceanen Verandering in landgebruik/ecosysteem Verbranding fossiele brandstoffen Andere TOTAAL

Opname GtC jaar-1 -61,7 -92,2 -1,7 -?

Afgifte Netto GtC jaar-1 GtC jaar-1 +60 -1,7 +90 -2,2 +1,4 -0,3 +6 +6 +? +1,7 +3,5

Als antwoord op de bewustwording van de mogelijke nadelen van de klimaatsverandering, kwamen en komen verschillende initiatieven, zowel wereldwijd als lokaal, op gang. De United Nations Framework convention on climate change (UN-FCCC) werd in 1992 ondertekend en beoogde een stabilisering van de atmosferische broeikasgasconcentratie, zodat de gevaarlijke menselijke tussenkomst in het klimaatssysteem door overmatige uitstoot voorkomen zou worden. Om dit te bereiken, moest een voldoende ruime tijdsspanne in rekening gebracht worden, gedurende dewelke de ecosystemen in staat zijn zichzelf op een natuurlijke wijze aan te passen aan de klimaatsverandering, zonder de voedselproductie in gevaar te brengen en met de mogelijkheid tot duurzame economische ontwikkeling. Het Kyotoprotocol werd, in navolging van deze conventie, voorgesteld in 1997 met als doel de CO2-emissie globaal te reduceren met 5,2% ten opzichte van het referentiejaar 1990, waarbij Europa 8% van zijn uitstoot moest verminderen tijdens de periode van 2004 tot 2012. Het verschil tussen de conventie en het protocol is dat eerstgenoemde de industrielanden aanmoedigt tot stabiliseren van de uitstoot, terwijl het protocol effectief verplichtingen oplegt. Ondanks de inspanningen, onder de vorm van bijvoorbeeld energiebehoud, energiebesparende technologie en taxen op CO2-uitstoot, zullen naar alle waarschijnlijkheid de doelstellingen niet gehaald worden in de nabije toekomst. Opdat een strategie tot vermindering van uitstoot in uitvoer wordt gebracht, zal in de meeste industrielanden eerst een algemene visie moeten gevormd worden met een groot politiek draagvlak of zullen de mensen nog meer aan den lijve moeten ondervinden wat de effecten zijn van de klimaatsverandering. (Tot zover informatie uit het artikel van Ghoniem, 2011.) Een recent en lokaal initiatief op het gebied van broeikasgasuitstoot is het Gents klimaatverbond, waarbij de stad als ambitieus doel vooropstelt om klimaatneutraal te zijn tegen 2050. Hiermee wil ze, naast de klimaatsverandering, ook de energieafhankelijkheid een halt toeroepen. Met samenwerking van de verschillende bedrijfssectoren, verenigingen, burgerinitiatieven, scholen,… bundelt Gent de krachten om klimaatneutraal te worden en de energienood drastisch te verlagen (http://www.gentsklimaatverbond.be, februari 2011). Veel wetenschappelijk onderzoek werd verricht om oplossingen te vinden voor de toenemende CO2concentratie met de bijhordende gevolgen voor de planeet en om inzicht te verwerven in de koolstofcyclus. Zo werd reeds intensief onderzoek gevoerd naar hernieuwbare energie, zuinigere technologie en ook naar de koolstofopslagmogelijkheden door verschillende, al dan niet natuurlijke componenten in stedelijke of landelijke milieus (Ghoniem, 2011). Tijdens deze thesis werd, vertrekkende vanuit een literatuuranalyse, onderzoek gedaan naar de mogelijkheden voor koolstofopslag in stedelijke gebieden. Reden hiervoor is dat deze gebieden een mesoklimaat vertonen waarbij de druk op ecosystemen (en bijhorende functies en diensten) zeer hoog is, waardoor de impact van klimaatsverandering hier vermoedelijk een ernstiger effect zal hebben (Nowak en Crane, 2002). Oorzaken van de verhoogde druk in steden zijn een zeer groot fossiel brandstofverbruik (Nowak en Crane, 2002) en de aanwezigheid van kunstmatige oppervlakken die de bodem verzegelen, waardoor natuurlijke water- en nutriëntencycli verstoord worden (Lorenz en Lal, 2009), regenwater bijna meteen afgevoerd wordt, verhoogde temperaturen en verlaagde 49

N. Thyssen


luchtvochtigheid optreden (Nowak, 2000; Hermy et al., 2005). Eveneens komt het aandeel groen in de stad in het gedrang (De Bruyn, 2001). Aan de hand van een literatuurstudie wordt geprobeerd een beeld te krijgen van de koolstofopslag door verschillende elementen uit de stedelijke omgeving. Deze informatie zal vervolgens in hoofdstuk 3 van dit werk worden gebruikt om een inschatting te maken van de ecologische kwaliteit en efficiëntie van stedelijke ontwikkelingsprojecten, op vlak van koolstofopslag. Hierbij is het doel om een waarderingsinstrument op te stellen die beleidsmakers, architecten en stedenbouwkundigen kan helpen bij het inschatten van de impact van stadsvernieuwing en nieuwbouw op deze koolstofopslag, en dus ook de bijhorende invloed op gas- en klimaatregulatie en andere ecosysteemfuncties en – diensten.

2.2

Materiaal en Methode

Eerst werd nagegaan welke verschillende perceelselementen mogelijks kunnen voorkomen, zodat de zoektocht naar informatie gericht kon gebeuren. De verschillende elementen die werden onderscheiden zijn verzegelde oppervlaktes, stadsbodems, grasland, borders ( 12), struiken, houtige gevelbegroening en bomen. Ook intensieve en extensieve groendaken en vijvertjes kunnen voorkomen en ook deze spelen een rol in de koolstofopslag. Via internet werd op zoek gegaan naar reeds bestaande literatuur over koolstofopslag (in de stad). Hierbij werd voornamelijk gebruik gemaakt van ISI Web of Knowledge (www.isiknowledge.com), Google Scholar (scholar.google.be) en Google (www.google.be). Zoektermen als ‘carbon sequestration’ in combinatie met onder andere ‘urban’, ‘urban trees’, ‘urban soil’, ‘green roof’ en ‘pond’ leidden tot zeer veel publicaties over het onderwerp, hoewel de artikels niet altijd de gezochte informatie bevatten, namelijk een specifieke waarde van koolstofopslag voor elk perceelselement. Bronnenlijsten uit artikels dienden eveneens als leidraad in de zoektocht naar informatie. Bij stadsbodems was er een overvloed aan studies, maar vaak werd geconcludeerd dat het moeilijk is om een waarde van koolstofopslag te bepalen voor dit element doordat de opslag in de stadsbodems zeer variabel is in ruimte en tijd, en afhankelijk is van het moedermateriaal en het landgebruik (Lorenz en Lal, 2009). Voor gevelbegroening en borders werden geen bruikbare artikels gevonden, waardoor gezocht moest worden naar een vergelijkbaar vegetatietype. Voor houtige gevelbegroening werd een waarde bekomen aan de hand van gegevens over struikgewas, terwijl boders gelijkgesteld werden aan graslanden. Hoewel de wortelsystemen van kruidachtigen in borders waarschijnlijk dieper kunnen rijken dan deze van grassen, komen in borders ook nog relatief veel open plekken voor, waardoor deze meerwaarde gecompenseerd wordt. Ook voor koolstofopslag door intensieve groendaken werd geen specifieke informatie gevonden, maar voor de elementen die mogelijks voorkomen op dit type dak (bomen, struiken, gras) werd wel informatie ingezameld. Over het substraat waren enkel gegevens beschikbaar voor extensieve daken. Voor vijvertjes werd geen waarde voor koolstofinhoud of –opslag gevonden. Tijdens de literatuurstudie werden tabellen opgesteld die de gevonden informatie per perceelselement samenvatte. Vervolgens werden deze vergeleken en kritisch geanalyseerd. Finaal werd één samenvattende tabel opgesteld met een doordachte waarde voor elk perceelselement. Deze tabel vormde de basis voor het opstellen van een waarderingsschaal voor stadspercelen op gebied van koolstofopslag (hoofdstuk 3).

12

( ) Borders zijn lintvormige bloemenmassieven die voor muren, gebouwen of hagen worden aangelegd. Lagere soorten staan vooraan, terwijl hogere soorten achteraan staan. Het is dus de ideale overgangsbegroeiing tussen open en gesloten ruimte of tussen hoge en lage begroeiing (Fiers & Hermy, 2011; http://www.tuinadvies.be/tuin_aanleggen_bloemenborder.htm, maart 2011).

50

N. Thyssen

2.3 2.3.1


Resultaten Literatuurstudie

Tabel 2.2 tot en met tabel 2.8 geven per perceelselement een samenvatting van de meest relevante artikels. Voor houtige gevelbegroening, borders en intensieve groendaken werden geen artikels gevonden.

51

N. Thyssen


Tabel 2.4 Samenvatting van de meest relevante artikels met informatie over koolstofopslag door graslanden in de stad Auteur Mestdagh et al. (2005)

Pouyat et al. (2006) Schapendonk et al. (1997)

Qian et al. (2010)

Inhoud en werkwijze De totale bermoppervlakte langs wegen, waterlopen en spoorwegen in Vlaanderen werd bepaald en het SOC werd geschat. Hetzelfde werd gedaan voor de oppervlakte stadstuinen en recreatiegebieden in Vlaanderen, waarbij men zich voor de bepaling van de SOC baseerde op veldgegevens uit tijdelijk landbouwgrasland (jonger dan vijf jaar) in elke agropedologische streek in Vlaanderen. Aan de hand van gegevens uit literatuur en metingen uit Baltimore, Maryland, werd onder andere onderzoek gedaan naar de variatie van SOC-inhoud (diepte 1 m) tussen zes steden. Een onderzoek van twee jaar, in semi-natuurlijke omstandigheden, naar het effect van verdubbeling van het koolstofdioxide- (CO 2)gehalte op de koolstofbalans van regelmatig geknipte Lolium perenne.

Synthese -1 Tabel: gemiddelde en standaardafwijking (s.d.) van de SOC-gehaltes (tC ha ) voor tijdelijk grasland en grazige bermen in Vlaanderen, diepte 1 m, voor de verschillende agropedologische streken. Gent, zandstreek: 162 tC ha-1. (s.d. = -1 66; range van 106 - 176 tC ha ).

Tien maal per jaar werd het gras gemaaid tot een hoogte van 5 cm met intervallen van 20-24 dagen, waarna kaliumnitraat (8 g N m-²) werd toegevoegd. CO2- en waterdampuitwisseling van de bladeren werden continu gemeten. Bodemstalen over een diepte van 95 cm, wortels en stoppels werden geanalyseerd op koolstof. Drie verschillende grassoorten (Festuca spp., Poa pratensis en Agrostis palustris), vier verschillende regimes (wel of niet geïrrigeerd, verschillende maaihoogtes (max. 5,1 cm) en –frequenties (min. één maal per week)). Voor elk regime worden maairesten op het veld achtergelaten -1 -1 en bedraagt de bemesting 150 kgN ha jaar . Er werd gezocht naar de effecten van soorten en onderhoud op de koolstofopslag.

Tabel: + 66 gC m ² jaar in wortels (variabel) + 216 gC m ² jaar in stoppels (slechts één meting, na twee jaar)

Tabel: schatting van de SOC-dichtheden per landgebruiks- en bedekkingstype voor elke stad (diepte 1 m). Waarde voor residentiële tuinen: 14,4 kg m ² -1 Fig. 4: 458 g m ² op twee jaar tijd --> 229 g m ² jaar opgeslagen in de bodem (diepte 2 m).

-

-1

-

-1

Tabel: netto koolstofopslag in de bodem voor de verschillende -1 -1 soorten/regimes. Gemiddelde van de vier is 0,59 MgC ha jaar (range van -1 -1 0,32 tot 0,78 MgC ha jaar ; bodemdiepte 20 cm).

52

N. Thyssen


Tabel 2.5 Samenvatting van de meest relevante artikels met informatie over koolstofopslag door struikgewas in de stad Auteur Beier et al. (2009)

Wessel et al. (2004)

Inhoud en werkwijze Voor zes struiklandschappen in Europa, gelegen volgens klimatologische gradiënt, wordt de C- en N-balans opgesteld. Een ervan is gelegen in Oldebroek (provincie Gelderland, Nederland), dat klimatologisch vergelijkbaar is met België. Bovengrondse plantbiomassa, hoeveelheid N en C in plantenweefsel, ondergrondse en bovengrondse biomassa en strooiselproductie werden bepaald, net als bovengrondse strooiselkwaliteit. Van de bodem werd de hoeveelheid C en N nagegaan, de microbiële massa en de afbraak van strooisel en organisch bodemmateriaal. Ook de bodemrespiratie, Nmineralisatiesnelheid en hydrologie werden bepaald, om uiteindelijk te komen tot de C- en N-balans. Veronderstelling: sites in evenwicht. Vier struiklandschappen (grootste aandeel van de familie Ericaceae) in Europa werden onder twee regimes geplaatst: nachtelijke opwarming en droogte, om na te gaan wat het effect van de klimaatsverandering zou zijn.

Synthese Tabel met boven- en ondergrondse koolstofinhoud voor de zes struiklandschappen. Totale C-balans voor Oldebroek is -26 gC m ², wat neerkomt op een zo goed als neutrale toestand. Waarden voor Oldebroek: Bovengrondse plantbiomassa: 389 gC m ²; wortelbiomassa: 495 gC m ²; Bodemorganische koolstof (0-20 cm): 5977 gC m ²; Microbiologische biomassa (0-20cm): 30 gC m ².

Tabel met gegevens van de CLIMOOR sites: Oldebroek (Nederland) vergelijkbaar met België verondersteld. Bovengrondse C-inhoud: 584 gC m ²; ondergronds (0-45 cm): 6835 gC m-²

53

N. Thyssen


Tabel 2.6 Samenvatting van de meest relevante artikels met informatie over koolstofopslag door bomen in de stad Auteur Bernardo C. en Blair N. (s.d.)

Nowak en Crane (2002)

Inhoud en werkwijze Evanston, U.S. Gegevens uit UFORE-rapporten van 12 Noord-Amerikaanse steden en verschillende regressiemodellen werden gebruikt ter bepaling van de jaarlijkse koolstofopslag door bomen in Evanston. De oppervlakte boombedekking werd bepaald uit de procentuele boombedekking en totale stadsoppervlakte, waarna deze uitgezet werd t.o.v. jaarlijkse koolstofopslag om het verband te bepalen tussen de oppervlakte boombedekking en de jaarlijkse koolstofopslag. Twee steden werden weggelaten omdat ze zeer groot zijn in vergelijking met Evanston. Eveneens werd een vergelijking opgesteld enkel op basis van de steden die qua gemiddelde temperatuur niet meer dan 2,8°C (5°F) verschillen met Evanston. Veldgegevens over de urbane bosstructuur van tien steden in de U.S. en nationale stedelijke boombedekkingsgegevens. Biomassa, groei en koolstofinhoud werden bepaald aan de hand van vergelijkingen uit de literatuur.

Vande Walle (2007)

De onderzochte stedelijke bossen hebben ongeveer 2% bomen met DBH > 76,2 cm, behalve twee (10% en 0.8%) Zwijnaarde, korte-omloop plantage van berk, wilg, populier en esdoorn, 2001-2003

Koolstofopslag in stam en takken (W), fijn wortelmateriaal (R ) en bladeren (L) en de heterotrofe respiratie (Rh) worden gedurende de eerste vier jaren van groei bepaald (8, 6, 6 en 5 proefvlakken respectievelijk). De ecologische netto-ecosysteemproductie (NEPeco) wordt bepaald door de som te nemen van W, R en L en vervolgens met Rh te verminderen. Deze waarde geeft de koolstofopslag weer. Nowak (1994) Chicago, V.S.; 8996 bomen op 652 willekeurig verspreide proef-vlakken; Verzamelde gegevens: DBH, hoogte, soort. Biomassabepaling a.d.h.v. vergelijkingen uit de literatuur, vermenig-vuldigd met 0,5 voor koolstofinhoud; bepaling van de opslag door vergelijking van koolstofinhoud op tijdstip X en X+1

Synthese Twee vergelijkingen van de vorm C = A*T+b. -1 -1 C = koolstofopslag (tC ha jaar ); T = boombedekking (ha); a = helling; b = intercept. Op basis van alle steden (exclusief de twee grootste): C = 3,2*T220 (R² = 0,93). Op basis van steden met gem. temp. minder dan 2,778°C verschillend van Evanston: C = 3,1*T-124 (R² = 0,99).

Totale koolstofinhoud per oppervlakte boombedekking = koolstofopslagdensiteit = 9,25 kgC m ² boombedekking (afh. van boomdichtheid en diameterdistributie; mediaan). -1 Tabel: per stad gegevens over boomdensiteit (bomen ha ), opslagdensiteit (kgC (m ² boombedekking)) en netto opslag (kgC -1 jaar (m ² boombedekking)). Tabel: W, R, L en Rh per jaar.

Grafieken met de gemiddelde koolstofinhoud en –opslag per diameterklasse.

54

N. Thyssen


Tabel 2.7 Samenvatting van de meest relevante artikels met informatie over koolstofopslag door extensieve Sedum-groendaken in de stad Auteur Getter et al. (2009)

Inhoud en werkwijze

Synthese

STUDIE 1 Michigan & Maryland, V.S., 12 daken, vnl. Sedum species, substraatdikte 2,5-12,7 cm, leeftijd één tot zes jaar. Onderzoek van bovengronds plantenmateriaal a.d.h.v. een eenmalige inzameling in de herfst van 2006. STUDIE 2 Michigan, V.S., één dak, 20 proefvlakken, substraatdikte 6 cm, gedurende twee jaar Controleproefvlakken en proefvlakken met elk één Sedum- species ingezaaid (S. acre, S. album, S. kamtschaticum of S. spurium). Zeven keer op tweegroeiseizoenen werd zowel plantenmateriaal als substraat ingezameld. ‘Embodied energy' (hoeveelheid energie en C verbruikt tijdens de levensduur van een product) wordt ook in rekening gebracht.

STUDIE 1 Bovengronds plantenmateriaal: gemiddeld 162 gC m ² inhoud, variatie van 73-276 gC m ². STUDIE 2 Bovengronds plantenmateriaal: gemiddeld 168 gC m ² inhoud, variatie van 64 gC m ² (S. acre) - 239 gC m ² (S. album). Ondergronds plantenmateriaal: gemiddeld 107 gC m ² inhoud, variatie van 37 gC m ² (S. acre) - 185gC m ² (S. kamtschaticum). Substraat koolstofinhoud initieel 810 gC m ²; na twee jaar gemiddeld 913 gC m ². Opslag in het substraat = 100 gC m ² op twee jaar tijd. Embodied energy in negen jaar terugbetaald.

Tabel 2.8 Samenvatting van de meest relevante artikels met informatie over koolstofopslag door vijvertjes in de stad Auteur Inhoud en werkwijze Downing et al. State of Iowa, V.S., één van de meest landbouw-productieve gebieden ter (2008) wereld; onderzoek van 40 waterlichamen (opp. 0,008-42 km²) Depositie van sedimentorganische koolstof (s-OC) wordt geschat aan de hand van de toename van sediment in de vijvers, de densiteit en het aandeel organische stof van het droog sediment. Vijvertjes in landbouwgebied worden verwacht meer s-OC toe te krijgen dat deze gelegen in gebieden waar landbouw niet domineert. Reden hiervoor is het gebruik van meststoffen, welke de autochtone primaire productie verhogen, de hogere koolstofgehaltes in landbouwgrond, en de erosiegevoeligheid als gevolg van het ploegen.

Synthese Kleinere vijvertjes vertonen een grotere depositie, een hogere afzettingssnelheid per oppervlakte-eenheid en een snellere organische -1 koolstof- (OC-)accumulatie. Deze laatste varieerde van 148 gC m ² jaar tot -1 17 000 gC m ² jaar . Extrapolatie van de resultaten suggereert dat kleine waterpartijen vier keer meer koolstof bevatten dan de oceanen, en dat ze 33% meer opslaan dan dat de rivieren aanvoeren naar zee. Tabel: voor de verschillende meren worden verschillende gegevens weergegeven, zoals onder andere de opp. van het meer, de opp. van het stroomgebied, sedimentdepositie en -dichtheid en de OC-accumulatie. Figuur: s-OC accumulatie (B) in functie van de oppervlakte van het meer (A) voor 25 van de onderzochte waterpartijen.Het gevonden verband is: B = 1060 A^(-0,298) (r² = 0,35, n = 25, p = 0,002)

55

N. Thyssen

2.3.2


Analyse van de literatuurstudie

Verzegelde oppervlakte De waarde die in het artikel van Pouyat et al. (2006) gegeven wordt voor de koolstofinhoud van asfalt (3,3 kgC m-²) moet kritisch gebruikt worden. Ten eerste is deze waarde bekomen uit het gemiddelde van drie waarden voor ‘cleanfill’. Dit materiaal heeft als eigenschap dat het geen nadelige effecten heeft op mens en milieu indien het ondergegraven wordt. Voorbeelden zijn natuurlijke klei en stenen maar ook andere inerte materialen zoals beton of baksteen vrij van brandbare, radioactieve of andere gevaarlijke componenten (http://www.mfe.govt.nz/issues/waste/landfills/cleanfill/ definitions.html, maart 2011). Deze waarde werd in het artikel ook voor andere landgebruiks- en bedekkingsklassen dan ‘verzegelde oppervlakte’ gebruik, zoals onder andere commercieel gebied, industrieel gebied en transport. Ten tweede zal, in tegenstelling tot vegetatie, een verzegelde oppervlakte geen verdere koolstof opnemen. Daarenboven moet gedacht worden aan de CO2uitstoot die gepaard gaat met de productie van de gebruikte materialen, aan de hand van een levenscyclusanalyse. Hammond en Jones (2008) kunnen hierbij een hulpmiddel zijn (Getter et al., 2009). Een gevolg van verzegeling is onder andere de afscheiding van de bodem van de atmosfeer, waardoor de uitwisseling van gassen, water en nutriënten onmogelijk of sterk beperkt wordt. Voorts is het in principe onmogelijk voor planten om zich te vestigen. Ook het warmte-eilandeffect wordt veroorzaakt door de karakteristieken van bouwmaterialen gebruikt voor verzegelde oppervlaktes en bebouwing (Lorenz en Lal, 2009). Het aandeel verzegelde oppervlakte per perceelselement dient dus zo laag mogelijk gehouden worden om een ecologisch efficiënte oppervlakte te krijgen. Vandaar dat een waarde van nul wordt toegekend aan dit perceelselement.

Stadsbodems De gemiddelde dichtheid van de urbi-antropogene en calcari-antropogene regosols voor Halle (Duitsland) over een diepte van 30 cm is 1,36 g cm-³. Gemiddeld bevat dit substraat 1,8% organische koolstof, wat overeenkomt met 0,024 g C cm-³ (gemiddelden van de gegevens uit de tabel van Machulla et al. (2001)). Als een oppervlakte van 1 ha wordt beschouwd, kan berekend worden dat de bodemorganische koolstofinhoud gelijk zal zijn aan 73,44 tC ha-1 voor een diepte van 30 cm. Er werd enkel rekening gehouden met de organische koolstof in de bodem. De bekomen waarde zal beschouwd worden als koolstofinhoud voor niet-verzegelde bodems zoals bijvoorbeeld de voegen tussen klinkers.

Grasland en borders Mestdagh et al. (2005) bekomen een waarde van 162 tC ha-1 bodemorganische koolstof (SOC) voor stadstuinen in Gent (Zandstreek; tabel 2.9). Dit onderzoek houdt echter geen rekening met de koolstof die opgeslagen is en wordt door begroeiing. Omdat het specifiek over Vlaanderen gaat en waarden geeft per agropedologische regio, gaat het natuurlijk wel om relevante informatie. Pouyat et al. (2006) schatten dat residentiële tuinen (V.S.) 14,4 kgC m-² opslaan in de bodem, wat ongeveer overeenkomt met de waarde van Mestdagh et al. (2005). In dit onderzoek werd eveneens geen rekening gehouden met de begroeiing. Dit is echter niet problematisch, aangezien in graslanden 98% van de totale opgeslagen koolstof zich ondergronds bevindt (Hungate et al., 1997) en de turnover voor koolstof uit bovengrondse biomassa één jaar bedraagt (Scurlock en Hall, 1998).

56

N. Thyssen


Tabel 2.9 Gemiddelde en standaardafwijking (S.D.) van de bodemorganische koolstof voor stadstuinen in Vlaanderen (diepte 1m) (bekomen op basis van vergelijking met tijdelijk grasland) voor de verschillende agropedologische streken (Mestdagh et al., 2005)

Agro-pedologische regio Kempen Leemstreek Polders Zandstreek Zandleemstreek

Gemiddelde koolstofinhoud S.D. (tC ha-1) 176 70 106 33 135 15 162 66 129 50

Terwijl deze artikels informatie bieden over de hoeveelheid koolstof die reeds aanwezig is in de bodem, geeft het artikel van Schapendonk et al. (1997) een waarde voor de jaarlijkse bijkomende opslag welke 0,229 kgC m-² jaar-1 (= 2,29 tC ha-1 jaar-1) bedraagt. Hierbij bestaat de vegetatie uit net ingezaaide Lolium perenne, een grassoort die ook in gazons voorkomt. Het onderzoek van Qian et al. (2010) toonde aan dat het beheer en de soortkeuze voor graslanden een verschil maakt voor de koolstofopslag in de bodem. De gemiddelde waarde voor de vier regimes is 0,59 tC ha-1 jaar-1, wat een grootteorde van tien verschilt met de waarde bekomen door Schapendonk et al. (1997), wat logisch is door de verschillende bodemdieptes (resp. 2 m en 20 cm). Hier zal gekozen worden voor de waarde van de eerste 20 cm, aangezien de bodem van een stadsperceel meestal recentelijk verstoord werd en de diepte vaak minder dan 2 m bedraagt door ondergrondse infrastructuur. Het onderzoek van Schapendonk et al. (1997) leverde ook een waarde op voor jaarlijkse koolstofopslag in wortels en stoppels van het gras, respectievelijk 66 gC m-² jaar-1 en 216 gC m-² jaar-1. Er mag niet vergeten worden dat de verschillende onderhoudsregimes ook veel energie vereisen. Als een grasveld minstens wekelijks gemaaid wordt, zal de uitstoot van koolstof voor de maaimachine de koolstofopslag teniet kunnen doen. Sahu (s.d.) toonde in een rapport aan dat, bij een wekelijkse maaibeurt gedurende negen maanden per jaar de koolstofopname door het perceel vier keer meer is dan de uitstoot door de maaimachines. Intensief onderhoud omvat echter ook energieverbruik voor de productie van anorganische meststoffen en irrigatie (Townsend-Small en Czimczik, 2010), welke in dit rapport niet in rekening worden gebracht.

Struikgewas Men zou kunnen verwachten dat de waarden voor koolstofinhoud in Wessel et al. (2004) en Beier et al. (2009) gelijk zijn, aangezien ze gebaseerd zijn op dezelfde studiegegevens uit verschillende CLIMOOR-sites. De waarden van de bodemkoolstofinhoud zijn verschillend, aangezien Wessel et al. (2004) een diepte van 20 cm onderzochten, terwijl Beier et al. (2009) 45 cm bodem analyseerden. Echter, ook de waarden van bovengrondse opslag verschillen. In het artikel van Wessel et al. (2004) werd de ondergrondse biomassa-inhoud niet aangehaald en bevat de bovengrondse biomassa 584 gC m-2. Volgens Beier et al. (2009) is de inhoud van de ondergrondse en bovengrondse biomassa respectievelijk 495 gC m-2 en 389 gC m-2. Een van beide auteurs heeft dus een foute waarde aangehaald. Aangezien de publicatie van Beier et al. (2009) meer recent werk is en omdat ze meer gedetailleerd was, werd deze informatie verkozen. Er kan vanuit gegaan worden dat de klimatologische omstandigheden in Oldebroek (provincie Gelderland, Nederland) vergelijkbaar zijn met deze in België, waaruit volgt dat deze artikels gebruikt kunnen worden als basis voor de bepaling van koolstofinhoud van struikgewas. Als enkel rekening gehouden wordt met de koolstofinhoud en niet met de koolstofvrijstelling door respiratie of decompositie, kunnen de waarden voor bovengrondse en wortelbiomassa gebruikt 57

N. Thyssen


worden (resp. 389 gC m-² en 495 gC m-²). Ter compensatie van de overschatting zou slechts de bodemorganische koolstof van de eerste 20 cm bodem in rekening gebracht worden (5977 gC m-²), en wordt de microbiologische biomassa niet in rekening gebracht. Echter, er wordt vanuit gegaan dat de sites in evenwicht zijn, terwijl dit in steden zelden het geval is omwille van recente verstoring van de bodem in net aangelegde percelen.Een ander minpunt van de bekomen informatie, is dat het gaat over een heide-achtige struikvegetatie welke gedomineerd wordt door Calluna vulgaris, Deschampsia flexuosa en Molinia caerulea. De gemiddelde maximale hoogte is 50 cm en het merendeel van de wortels bevindt zich in de bovenste tien centimeter van de bodem.

Houtige gevelbegroening Aangezien geen direct bruikbare informatie gevonden werd, moest op zoek gegaan worden naar een vervangende waarde. Deze werd gevonden in het artikel van Beier et al. (2009), dat in eerste instantie gebruikt werd ter bepaling van koolstofinhoud van struikgewas. In het artikel wordt beschreven dat de gemiddelde maximale hoogte 50 cm is. Als nu voor de ondergrondse biomassa en voor de bodem de waarde van koolstofinhoud vergelijkbaar wordt geacht met deze van struikgewas (respectievelijk 495 gC m-2 en 5977 gC m-²), kan de bovengrondse inhoud van houtige gevelbegroening eventueel geschat worden door de waarde voor bovengrondse biomassa van struikgewas (389 gC m-²) te vermenigvuldigen met de totale hoogte van de gevelbegroening uitgedrukt in meter, gedeeld door 0,5. (

ℎ

) = 495 + 5977 + 389 ∗

0,5

(Vgl. 2.1)

Bomen In het werk van Bernardo en Blair (s.d.) werden gegevens voor de twee grootste steden weggelaten, waardoor een vergelijking met België realistischer wordt. In België komen megasteden, zoals die er in de V.S. zijn, namelijk niet voor. De vergelijking die rekening hield met de gemiddelde temperatuur van Evanston, gelegen in het oostelijke deel van de V.S., is minder aangewezen, aangezien in België andere klimaatsomstandigheden gelden (voor Evanston: gem. max. temp. : 28,4°C; gem. min. temp.: -10,2°C; gem. jaarlijkse neerslag: 935 mm; voor België respectievelijk 23,0°C, 0,7 °C en 710 mm(13)). Deze regressie gebeurde op een stadsniveau, wat heel anders is dan het perceelsniveau waarop in deze thesis gewerkt wordt. Zo bedraagt het snijpunt van de rechte met de y-as 68,75, wat betekent dat pas vanaf een minimale oppervlakte van 68,75 ha de koolstofopslag positief wordt. Deze vergelijking is dus onbruikbaar op perceelsniveau. De bekomen vergelijking geeft wel een eenvoudige methode om de koolstofopslag van bomen op stadsniveau te bepalen, aangezien de boombedekking met behulp van teledetectie een gemakkelijk te achterhalen variabele is. Aan de hand van gegevens uit de tabel van Nowak en Crane (2002) werd naar een verband gezocht tussen de boomdensiteit (bomen ha-1) en de netto koolstofsequestratie (kgC (m-² boombedekking) jaar-1). Hierbij werden de gegevens voor Sacremento en Oakland weggelaten, aangezien deze steden een afwijkend percentage bomen heeft met een diameter op borsthoogte (DBH) van meer dan 76,2 cm (10 en 0,8% respectievelijk, in vergelijking met ongeveer 2% voor de andere steden). Op deze manier werd vergelijking 2.2 bekomen zoals weergegeven in figuur 2.3 voor wat betreft de jaarlijkse opslag. De lineaire trendlijn heeft een R²-waarde van 0,592. ( = 0,0005 ∗

∗ (

∗ℎ

) ∗ ) + 0,1383

(Vgl 2.2)

Het uitzetten van de koolstofopslagdensiteit (kgC (m-²boombedekking)) ten opzichte van de boomdichtheid (bomen ha-1) met weglating van gegevens van Oakland en Sacremento leverde geen bruikbaar verband op (R² = 0,096, niet weergegeven). Echter, aangezien niet op zoek gegaan wordt naar een exacte hoeveelheid koolstofopslag, zou de richtwaarde van 9,25 kgC m-² boombedekking als 13

( ) bronnen: http://www.idcide.com/weather/il/evanston.htm en www.meteo.be, 23 mei 2011

58

N. Thyssen


mediaanwaarde voor de tien steden kunnen volstaan. Hierbij moet in het achterhoofd gehouden worden dat deze waarde bekomen werd op basis van acht steden met ongeveer 2%, één stad met 0,8% en één stad met 10% bomen met DBH groter dan 76,2 cm. Eventueel zou gekozen kunnen worden voor de laagste waarde, aangezien op stadsperceelsniveau de verwachte hoeveelheid bomen met DBH groter dan 76,2 cm in het merendeel van de gevallen lager is dan 2 of zelfs 0,8%. De laagste waarde komt overeen met deze van Jersey City en bedraagt 4,4 kgC m-² boombedekking. Het eventuele gebruik van deze vergelijking ter bepaling van de koolstofopslag, heeft als nadeel dat de bodem onder de boombedekking uit grasland of struikgewas kan bestaan. Enerzijds zou de bijdrage van deze bodem dan niet in rekening gebracht kunnen worden, wat een onderschatting zal geven van de totale koolstofopslag. Anderzijds zou in eventuele verdere berekeningen de totale perceelsoppervlakte vermeerderd kunnen worden met de oppervlakte van de boombedekking.

Netto koolstofsequeestratie (kgC m-²boombedekking jaar-1

0.3 0.25 y = 0.0005x + 0.1383 R² = 0.592

0.2 0.15 0.1 0.05 0 0

50

100

150

200

250

300

Boomdensiteit (bomen ha-1) Figuur 2.3 Weergave van de netto koolstofsequestratie (kgC m-² boombedekking jaar-1) in functie van de boomdichtheid (bomen ha-1), per stad (met weglating van gegevens van Sacremento en Oakland). De zwarte rechte geeft de trendlijn weer die een lineair verband fit aan de gegevens (naar Nowak en Crane, 2002).

Op basis van Vande Walle (2007) werd de koolstofopslag van net aangeplante bomen bepaald. Op basis van vier opeenvolgende jaren werd tot vergelijking 2.3 besloten, met een R²-waarde van 0,9717 (figuur 2.4). (

ℎ

) = 1,66 ∗

(

) − 4,89

(Vgl. 2.3)

Tijdens de eerste drie jaar blijken jonge bomen meer koolstof af te geven dan dat ze opnemen. Echter, uit figuur 2.3 blijkt dat vanaf het vierde jaar koolstofneutraliteit bekomen wordt en netto koolstof opgeslagen zal worden. Ondanks de hoge R²-waarde zou gebruik van deze gegevens vele nadelen hebben. Zo kan niet voorspeld worden hoe de koolstofopslag zal verlopen in de toekomst. Voorts is leeftijd een moeilijk te bepalen parameter. Eveneens werd dit onderzoek gevoerd op berk, wilg, populier en esdoorn, welke snelgroeiende soorten zijn en qua groeipatroon misschien niet vergelijkbaar zijn met bijvoorbeeld beuk of eik. Bovendien is een dichtheid van 100 bomen ha-1 hoog voor een stadsperceel en zijn voor lagere dichtheden niet veel punten in de grafiek vertegenwoordigd.

59

N. Thyssen


1 leeftijd (jaar)

NEP eco (tC ha-1 jaar-1)

0 -1 -2 -3

0

1

2

3

4

y = 1.66x - 4.89 R² = 0.9717

-4 -5 -6

Figuur 2.4 Bepaling van de jaarlijkse koolstofopslag (tC ha-1 jaar-1) (= NEP = Netto ecosysteem productiviteit bepaald volgens de ecologische benadering (Vande Walle, 2007) van plantages voor snelle-omloophout op basis van gegevens uit Vande Walle, 2007. De zwarte lijn is de lineaire trendlijn.

Het artikel van Nowak (1994) bleek de meest relevante informatie te bevatten voor de jaarlijkse opslag (figuur 2.5, tabel 2.10) en de inhoud (figuur 2.6, tabel 2.10) per individuele boom. Op basis van de grafieken kan aan elke boom op het perceel een waarde toegekend worden voor inhoud en jaarlijkse opslag, waarbij het probleem van de onderliggende bodem zich niet stelt. Hoewel voor de diameterklasse van nul tot zeven centimeter geen balkje zichtbaar is op de figuur, wordt verondersteld dat de koolstofinhoud groter is dan nul. Een schatting van 10 kgC inhoud werd vooropgesteld.

Figuur 2.5 Gemiddelde jaarlijkse koolstofopslag door individuele stadsbomen per diameterklasse (DBH) (Nowak, 1994)

60

N. Thyssen


Figuur 2.6 Gemiddelde koolstofinhoud van individuele stadsbomen per diameterklasse (DBH) (Nowak, 1994)

Tabel 2.10 Gemiddelde jaarlijkse koolstofopslag en –inhoud van individuele stadsbomen per diameterklasse (DBH), naar Nowak (1994)

Diameterklasse (cm) 0-7 7-15 16-30 31-46 47-61 62-76 >77

Opslag (kgC jaar-1) 1 4 9 18.5 34 54 91

Inhoud (kgC) 10,00 35,71 107,14 392,86 964,29 1785,71 3178,57

Extensieve Sedum-groendaken Voor koolstofopslag door extensieve groendaken werd slechts één artikel gevonden, waarin twee verschillende studies besproken worden. In de eerste studie werd onderzoek uitgevoerd op 12 verschillende daken, met de typische Sedum-vegetatie en een range van substraatdiktes en leeftijden die ook typerend zijn voor groendaken in België. De tweede studie vond plaats op slechts één dak, maar gaf voor bovengrondse opslag een vergelijkbare waarde als in de eerste studie en had qua opbouw ook een typische groendakstructuur. Een positief punt was eveneens dat er rekening werd gehouden met de geïncorporeerde energie van de materialen. Wel moet vermeld worden dat de plaats waar het onderzoek plaatsvond (Oostelijke deel van de V.S., gemiddelde (14) laagste temperatuur in januari: -10,2°C; gemiddelde hoogste temperatuur in juli: 27,5°C) zuidelijker gelegen is dan België, waardoor klimaatsomstandigheden niet vergelijkbaar zijn. De hogere zomer- en de koudere wintertemperaturen zullen waarschijnlijk zorgen voor een lager groei dan wat in België verwacht kan worden. Voorts is de sequestratie door de substraatlaag geldig voor de twee jaar dat (14) Gemiddelde genomen over 30 jaar.

61

N. Thyssen


het onderzoek duurde, voor een dikte van 6 cm. Het verloop van de koolstofopslag met de jaren en met de diepte is niet gekend. Ondanks de nadelen, wogen de voordelen van de vergelijkbare groendakstructuren met deze in België toch op, en bij gebrek aan meer informatie werden als waarden voor bovengrondse en ondergrondse opslag respectievelijk 165 gC m-² (gemiddelde van de twee studieresultaten in) en 107 gC m-² gekozen. Wat het substraat betreft werd de opslag op jaarbasis als 50 gC m- ², terwijl de inhoud initieel 810 gC m-² bedroeg. Hierbij werd geen rekening gehouden met een eventuele hogere of lagere substraatdikte, maar er werd verondersteld dat de wortelgestellen van Sedums niet veel dieper doordrongen dan 6 cm.

Vijvertjes Downing et al. (2008) toonden aan dat in waterpartijen een grote hoeveelheid koolstof opgeslagen kan worden onder de vorm van sedimentorganische koolstof (s-OC). Echter, dit onderzoek vond plaats in een gebied waar landbouw domineert, waardoor veel sedimenttransport optreedt. In steden is duidelijk minder sprake van dominantie door landbouw en bijhorend sedimenttransport door erosie, hoewel stikstofdepositie uit de lucht er wel voor zorgt dat de primaire productie toeneemt. Verder heeft de kleinste onderzochte vijver een oppervlakte van 8000 m², wat in dichtbebouwde stadscentra of –tuintjes niet zal voorkomen. Het is eveneens onmogelijk dat de sedimentaccumulatie exponentieel blijft toenemen bij afnemende oppervlakte. Het feit dat andere klimaatsomstandigheden gelden in het onderzoeksgebied, is hier minder van belang, aangezien koolstofaccumulatie optreedt omwille van landbouw als hoofdactiviteit en niet zozeer onder invloed van klimaat. Vijvertjes op bouwpercelen hebben een kleine oppervlakte en diepte, waarbij aanvoer van nutriënten voornamelijk gebeurt door atmosferische depositie. Door de grote lichtbeschikbaarheid mag verwacht worden dat fotosynthetisch actieve organismen zich vrij gemakkelijk ontwikkelen. Bij gebrek aan gegevens zijn ze niet in rekening gebracht.

2.4

Conclusie

De finaal verkozen waarden voor jaarlijkse koolstofinhoud en –opslag (indien gekend) na kritische analyse van de gevonden gegevens, is weergegeven in tabel 2.11. Deze zal als basis dienen ter opstelling van de koolstof-waarderingsschaal in het volgende hoofdstuk.

62

N. Thyssen


Tabel 2.11 Finale, samenvattende tabel voor jaarlijkse koolstofopslag en inhoud van de verschillende perceelselementen. Vetgedrukte waarden werden berekend uit gegevens bekomen uit de literatuur, andere waarden werden er letterlijk uit overgenomen. H staat voor de hoogte van de gevelbegroening (in meter). Voor vijvertjes werd geen waarde gevonden.

Koolstof Jaarlijkse opslag Inhoud Verzegelde oppervlakte Bodem (1m) 0 kgC m-² Stadsbodem Bodem (30 cm) 73,44 tC ha-1 Grasland en borders Bodem (1m, Kempen) 176 tC ha-1 Bodem (1m, Leemstreek) 106 tC ha-1 Bodem (1m, Polders) 135 tC ha-1 Bodem (1m, Zandstreek) 162 tC ha-1 Bodem (1m, Zandleemstreek) 129 tC ha-1 -1 Bodem (20 cm) 59 gC m ²jaar Struikgewas Bovengronds 389 gC m-² Wortels 495 gC m-² Bodem (10 cm) 5977 gC m-² Houtige gevelbegroening Bovengronds 389*H/0,5 gC m-² Wortels 495 gC m-² Bodem (10 cm) 5977 gC m-² -1 Bomen per diameterklasse 0-7 cm 1 kgC jaar 10 kgC 8-15 cm 4 kgC jaar-1 35,71 kgC 16-30 cm 9 kgC jaar-1 107,14 kgC 31-46 cm 18,5 kgC jaar-1 392,86 kgC 47-61 cm 34 kgC jaar-1 964,29 kgC 62-76 cm 54 kgC jaar-1 1785,71 kgC >77 cm 91 kgC jaar-1 3178,57 kgC Extensief Sedum-groendak Bovengronds 165 gC m-² Ondergronds 107 gC m-² -1 Substraat (6 cm) 50 gC m ² jaar 810 gC m-² Vijvertjes ? ? Perceelselement

63

N. Thyssen

ECO: efficiënte koolstofoppervlakte

3 ECO: Efficiënte koolstofoppervlakte Hoofdstuk

Waarderingsschaal voor koolstofopslag in de stad 3.1

Inleiding

3.1.1 Verstedelijking en koolstofopslag Het aantal mensen dat in steden woont, neemt drastisch toe. Zo wordt tegen 2030 de grootste toename van stedelijke populatie verwacht in Afrika en Azië, waar de bevolkingsdichtheid nu al het hoogst is (Lorenz en Lal, 2009 citeren United Nations, 2006). Verstedelijking legt een grote druk op het milieu en de capaciteit om ecosysteemdiensten te leveren, onder andere doordat de bodem verzegeld wordt, regenwater bijna onmiddellijk afvloeit (bv. via de riolen) (Hermy et al., 2005), de uitstoot van CO2 verhoogt (Lorenz en Lal, 2009) en het aandeel groen afneemt (De Bruyn en Peymen, 2003). Het zou zo moeten zijn dat de verstedelijking gebeurt op een doordachte manier, die de ecosysteemdienstverlening en de leefbaarheid voor zowel de mensen als voor planten en dieren in de toekomst veilig stelt. In dit hoofdstuk werd een waarderingsschaal opgesteld voor Vlaanderen, ter bepaling van de kwaliteit van een perceel op gebied van koolstofopslag. Dit gebeurde aan de hand van literatuurstudie en de finale koolstoftabel bekomen in hoofdstuk 2 van deze thesis (tabel 2.11).

3.1.2 Bestaande waarderingssystemen: literatuurstudie De World Green Building Council (WorldGBC), die werd opgericht in 1999, is de unie van verschillende nationale Green Building Councils (GBC’s) die bestaan ter wereld. Het doel van deze internationale organisatie is om, in samenwerking met regeringen en de industrie, de omvorming naar duurzame bouwindustrie te vereenvoudigen en hierbij als één stem op te treden op de markt, waardoor ze een grotere invloed heeft dan de nationale GBC’s (www.worldgbc.org). Er bestaat geen standaard methode of puntensysteem binnen de WorldGBC, het is een verzameling van verschillende waarderingssystemen zoals bijvoorbeeld BREEAM (Building Research Establishment Environmental Assessment Method; www.breeam.org) in het Verenigd Koninkrijk en Nederland, CASBEE (Comprehensive Assessment System for Building Environmental Efficiency; http://www.ibec.or.jp/ CASBEE/english/index.htm) in Japan en LEED (Leadership in Energy and Environmental Design; http://www.usgbc.org) in de Verenigde Staten, Canada en India. Meestal gaat het om een puntenschaal op basis van verschillende criteria waaraan een gebouw (nieuwbouw, renovatie, …) moet voldoen, waarbij een minimum aantal punten moet behaald worden opdat het gebouw gecertificeerd kan worden. Binnen de certificering bestaan nog verschillende gradaties, naar gelang het aantal behaalde punten (www.worldgbc.org). In de Verenigde Staten ontwikkelden zich, als reactie op LEED, de Sustainable Sites Initiatives. Ook hier is het doel, net als bij LEED, om een ‘groene’ bouwstrategie toe te passen, maar bijkomend wordt gestreefd naar duurzaamheid van het volledige perceel in overeenstemming met de lijst van ecosysteemdiensten (zie hoofdstuk 2) (Sustainable sites initiatives, 2009). Er werd een beoordelingsschaal opgesteld door afweging van verschillende criteria, gebaseerd op de zeven ‘principes van de Sustainable Site’ (zie appendix 3.1), wat resulteerde in een systeem van maximaal 250 punten. Afhankelijk van het aantal behaalde punten, kan een perceel één tot vier sterren verdienen. Architecten en stedenbouwkundige planners zijn doorgaans vertrouwd met het concept ‘Building plot ratio’ (BPR), welke de verhouding weergeeft tussen de bewoonbare (of ‘rendabele’) oppervlakte en de perceelsoppervlakte. Zo geeft een perceel met een BPR van 2:1 plaats aan een gebouw dat de volledige oppervlakte beslaat en waarin zich twee verdiepingen bevinden. Een andere mogelijkheid is 64

N. Thyssen


een gebouw met een grondvlak ter grootte van de halve perceelsoppervlakte waarin 4 verdiepingen worden ondergebracht. Deze BPR wordt gebruikt ter controle van de maximaal toegestane verdiepingbouw bij de ontwikkeling van bouwprojecten en om de leefbaarheid van stedelijke gebieden te garanderen. Ontwerpen van bouwprojecten kunnen aan de hand van deze ratio ook op voorhand bijgestuurd worden, zodat ze voldoen aan de maximaal toelaatbare BPR (Ong, 2003). De WorldGBC en de BPR zijn voorbeelden van beoordelingsschalen bedoeld om de bouwindustrie aan te sporen tot duurzaamheid en leefbaarheid. Dat heeft echter niet noodzakelijk een effect op de ecologische kwaliteit van het volledige stadsperceel en de omgeving, aangezien bijvoorbeeld vegetatie niet in rekening wordt gebracht. De volgende aangehaalde waarderingsschalen houden hier wel rekening mee. In Berlijn werd in 1997 de Biotopflächenfaktor (BFF; Engels: Biotope area factor, BAF; appendix 3.2) ontwikkeld, die werd herzien in 2009 (Stenning, 2008). De berekening ervan gebeurt door de ‘ecologisch effectieve oppervlakte’ van een perceel te delen door zijn totale oppervlakte. Het perceel wordt opgedeeld in verschillende elementen, zoals bijvoorbeeld groendak, halfgesloten oppervlakte en gevelbegroening, welke gewogen worden volgens hun ‘ecologische waarde’ of ‘ecologische gezondheid’(http://www.stadtentwicklung.berlin.de/umwelt/landschaftsplanung/bff/en/bff_berech nung.shtml, 9 december 2010; Giseke en Richard, 1990). Hoge wegingsfactoren werden toegekend aan elementen met meervoudige voordelen, terwijl lage waarden werden toegekend aan elementen die weinig bijdragen aan de waterretentie, schaduwvorming en groene biomassa (Stenning, 2008). Echter, een wetenschappelijke onderbouwing van de waardering is niet aangegeven. De Green Space Factor (GSF) werd in Malmö, Zweden ontwikkeld ter gelegenheid van de ‘BO01 European Housing Expo 2001: city of tomorrow’, om plantendiversiteit te verhogen en de aanleg van groendaken, gevelbegroening en installaties voor stormwaterretentie te bevorderen. Elk perceelselement kreeg een vermenigvuldigingsfactor toegekend tussen 0,0 en 1,0 (zie appendix 3.3) en de berekening gebeurt volgens hetzelfde principe als de BFF. Hierbij moet elk perceel minstens een waarde van 0,5 bekomen. Bijkomend moet elke tuin aan minstens tien van de 35 ‘green points’ voldoen, zoals bijvoorbeeld de aanwezigheid van nestkastjes of mogelijkheid tot groenten kweken (Stenning, 2008). De Seattle Green Factor (SGF; appendix 3.4), welke ontstond uit de BFF en de GSF werd vanaf 2006 ingevoerd in Seattle en werd daarna nog enkele keren herzien. Het is een gelijkaardig concept, bedoeld om de kwaliteit en de kwantiteit van de groene ruimte en ecologische functies in Seattle te verhogen en hiermee de leefbaarheid in groeiende wijken te handhaven (http://www.seattle.gov/ dpd/Permits/GreenFactor/Overview/, 9 december 2010). De Green Plot Ratio (GPR) werd ontwikkeld door Ong (2003) en is een ecologische maat voor architectuur en stadsplanning. Het is te vergelijken met de eerder besproken Building Plot Ratio, maar baseert zich op de gemiddelde Leaf Area Index (LAI, bladoppervlakte per oppervlakte bodem) van het perceel, in verhouding tot de totale perceelsoppervlakte. Deze ratio maakt het mogelijk om duidelijke voorschriften op te stellen wat betreft hoeveelheid groen, zonder de bebouwing van het perceel uit te sluiten. Hierdoor hebben architecten voldoende flexibiliteit, terwijl de kwaliteit en kwantiteit van het aandeel groen in het ontwerp verzekerd blijft. Daarenboven is deze ratio wetenschappelijk onderbouwd. De auteur koos ervoor zich te baseren op de LAI omdat deze factor de effectiviteit van de begroening weergeeft, aangezien hij rechtstreeks gerelateerd is aan de hoeveelheid fotosynthetisch actieve bladeren (Ong, 2003). Vandaag de dag worden er in verschillende steden inspanningen gedaan om verstedelijking op een duurzame manier te laten doorgaan. Dit gebeurt op basis van positieve stimulering en opgelegde maatregelen. In Chicago, Illinois en Portland, Oregon (V.S.) bijvoorbeeld, werden plannen uitgewerkt ter verbetering van de ecologische kwaliteit van stedelijke gebieden, zonder echter een waarderingsschaal of bestraffende wetgeving te ontwikkelen (Stenning, 2008). In Chicago werden verschillende demonstraties en pilootprojecten opgesteld om de bevolking te overtuigen van de toepassingsmogelijkheden. Zo werd de energie-efficiëntie van de Chicago City Hall verbeterd door 65

N. Thyssen


aanleg van een groendak van 1860 m² met gebruik van meer dan 20000 planten. Ook werden gebruikers van groene technologie beloond met geld uit speciaal aangelegde fondsen. In Portland werd de wetgeving veranderd om duurzaamheid te stimuleren, terwijl ook aan projecten voor educatie en publieke bewustwording werd gewerkt. Voor publieke gebouwen in Tokio (Japan) met een oppervlakte van meer dan 250 m², en privégebouwen met een oppervlakte van meer dan 1000 m², moest minstens 20% van de dakoppervlakte begroend worden, op straffe van een geldboete indien dit niet gebeurde (Stenning, 2008). Whitford et al. (2001) ontwikkelden vier eenvoudige ecologische indicatoren als maatstaf voor de effecten van verstedelijking op respectievelijk klimaat, hydrologie, koolstofopslag en biodiversiteit. Als indicator voor klimaat ontwikkelden ze een model gebaseerd op de energiebalans, dat de oppervlaktetemperatuur bepaalde. Voor hydrologie werd een stormwater-run-off coëfficiënt bepaald aan de hand van totale neerslag en de retentiecapaciteit van oppervlakken, terwijl als indicator voor koolstofopslag het bedekkingspercentage van bomen werd gekozen. Voor biodiversiteit werd, omwille van de complexiteit van urbane gebieden, geen directe indicator gevonden. Er werden echter wel drie factoren opgesteld op basis van totale groene oppervlakte, heterogeniteit en de kwaliteit van de aaneensluiting van groene ruimtes.

3.1.3 Doelstellingen Bij zowel de BFF als de GSF en SGF is enkel een waardering weergegeven, zonder exacte indicatie van wetenschappelijke informatie waarop de wegingsfactoren gebaseerd zijn. De Sustainable Sites Initiatives baseerden zich initieel op de ecosysteemdiensten, maar ook hier ontbreekt een exacte wetenschappelijke basis (de Groot, 2002). In het streven naar een wetenschappelijk gebaseerde beoordelingsschaal werd in hoofdstuk 2 van deze thesis een ‘koolstoftabel’ opgesteld voor de verschillende perceelselementen (tabel 2.11). Op basis hiervan werd in dit hoofdstuk getracht een bruikbare en wetenschappelijk gefundeerde waarderingsschaal op te stellen en deze uit te werken in een Excel-applicatie. Tevens werd deze evaluatie doorgerekend voor een aantal voorbeeldpercelen.

3.2

Materiaal en methoden

De redenering voor het opstellen van een waarderingsschaal voor koolstofefficiëntie, gebeurde op basis van de tabel met koolstofinhoud voor de verschillende perceelselementen, die in hoofdstuk twee bekomen werd aan de hand van literatuurstudie (tabel 2.11). Voor de opstelling van de schaal werden waarden voor koolstofinhoud beschouwd, welke werden herrekend voor een bodemdiepte van 30 cm (tabel 3.1). Gegevens voor dieptes van één meter werden hiertoe gedeeld door drie, terwijl voor struwelen en houtige gevelbegroening, waarvan de inhoud bepaald werd aan de hand van gegevens over struikgewas, geen verandering werd doorgevoerd. Tijdens het onderzoek van Beier et al. (2009) werd immers vastgesteld dat het grootste aandeel van de wortels van de onderzochte struwelen zich in de bovenste tien centimeter van de bodem bevond. Voor bomen en extensieve groendaken was deze omrekening niet nodig, aangezien bomen niet per oppervlakte beschouwd werden en omdat de inhoud van extensieve groendaken afhankelijk is van de substraatdikte en niet van de bodemdiepte. Algemeen kan een perceel steeds onderverdeeld worden in een bebouwd gedeelte (code B) en een niet-bebouwd gedeelte (code N) (figuur 3.1). Het bebouwde gedeelte verwijst naar gebouwen (zoals woning, garage, tuinhuis…) en kan enerzijds bedekt zijn met een traditioneel dak (plat, schuin of zadeldak), een extensief of een intensief groendak. Het onbebouwde gedeelte kan bestaan uit verzegelde oppervlakte (code N.v) of begroeid zijn (code N.b) met gras (verder ‘gazon’), eventueel voorzien van borders, struikgewas of moestuin. De verzegelde oppervlakte kan bestaan uit gesloten verharding, welke vrijwel geen water- of gasuitwisseling toelaat. Een andere mogelijkheid is halfgesloten verharding, met als voorbeelden een klinkerpad of een oprit van kasseien met beperkte 66

N. Thyssen


voegoppervlakte die toch enige water- en gasuitwisseling toelaat. Afhankelijk van het gewenste gebruik heeft een halfgesloten verharding wel of niet een onderliggende minerale verstevigingslaag. Met ‘open verharding met toplaag’ wordt een oppervlakte bedoeld die bedekt is door bijvoorbeeld dolomiet of kiezels, die water- en gasuitwisseling niet hinderen. Een open verharding zonder toplaag is bijvoorbeeld een aangestampt aarden pad, waarbij geen zuivere minerale materialen werden gebruikt ter versteviging van de ondergrond. Een extraatje voor gebouwen op gebied van koolstofopslag, is de mogelijkheid tot het aanbrengen van gevelbegroening. Hoewel de ingenomen oppervlakte van het grondvlak redelijk beperkt is, kan de bijdrage van gevelgroen groot zijn. Deze vorm van begroening vormt dus een surplus in de bepaling van de koolstofefficiëntie en levert bonuspunten op. Bomen, meestal gebruikt als solitair, leveren in het onbebouwde gedeelte een extra opslag van koolstof op, met verwaarloosbare ruimteinname van het grondvlak ten opzichte van de volledige perceelsoppervlakte. Samen met gevelbegroening zullen zij dus zorgen voor bonuspunten in de waardering en worden ze ondergebracht in de klasse ‘Extra’ (code +). Bij de opstelling van de waarderingsschaal werd een combinatie gemaakt van de oppervlakte van elk perceelselement en een wegingsfactor die varieerde naargelang de koolstofinhoud en de mate waarin het element extra koolstof kan vastleggen. Tabel 3.1 Koolstofinhoud van de verschillende perceelselementen, gebaseerd op de literatuurstudie in hoofdstuk 2 en omrekening naar een bodemdiepte van 30 cm (kolom twee). H staat voor de hoogte van de gevelbegroening uitgedrukt in meter. Voor vijvertjes werd geen waarde gevonden.

Perceelselement Verzegelde oppervlakte Stadsbodem Grasland en borders

Struikgewas

Houtige gevelbegroening

Bomen per diameterklasse

Extensief Sedumgroendak

gC m-² gC m-² gC m-² gC m-² gC m-² gC m-² gC m-² gC m-² gC m-² gC m-²

Koolstofinhoud (diepte 30 cm) 0 gC m-² 7340 gC m-² 5833 gC m-² 3533 gC m-² 4500 gC m-² 5400 gC m-² 4300 gC m-² 389 gC m-² 495 gC m-² 5977 gC m-²

389*H/0,5 gC m-² 495 gC m-² 5977 gC m-²

389*H/0,5 gC m-² 495 gC m-² 5977 gC m-²

Koolstofinhoud

Bodem (1 m) Bodem (30 cm) Bodem (1 m, Kempen) Bodem (1 m, Leemstreek) Bodem (1 m, Polders) Bodem (1 m, Zandstreek) Bodem (1 m, Zandleemstreek) Bovengronds Wortels Bodem (10 cm) Bovengronds Wortels Bodem (10 cm) 0-7 cm 8-15 cm 16-30 cm 31-46 cm 47-61 cm 62-76 cm >77 cm Bovengronds Ondergronds Substraat (6 cm)

0 7340 17600 10600 13500 16200 12900 389 495 5977

10000 35700 107000 393000 964000 1786000 3179000

gC gC gC gC gC gC gC

165 gC m-² 107 gC m-² 810 gC m-²

67

N. Thyssen


Figuur 3.1 Onderverdeling van een perceel in verschillende bedekkingsmogelijkheden zoals voorgesteld in deze studie. Beschouwde klassen zijn vetgedrukt (gevelgroen en bomen behoren tot de extra klasse (+), welke niet apart weergegeven werd). Gevelgroen en bomen worden als een extra begroening beschouwd en zullen bonuspunten opleveren. Gevelgroen wordt aangebracht op verticale muren, terwijl onder bomen ook andere onbegroeide en/of begroeide elementen kunnen aanwezig zijn. Voor beide elementen is de ingenomen oppervlakte van het grondvlak dus beperkt in vergelijking met hun bijdrage voor koolstofopslag, waardoor ze als ‘extra’ beschouwd kunnen worden.

68

N. Thyssen


Op basis van tabel 3.1 werd voor elk mogelijk perceelselement de koolstofinhoud bepaald (zie hoofdstuk 2). Voor de klasse van de bebouwde oppervlakte ontbraken gegevens over de koolstofinhoud voor extensieve gras- en intensieve groendaken, maar deze werden geschat aan de hand van de beschikbare gegevens voor de andere elementen. Aangezien intensieve groendaken echter zeer uiteenlopend kunnen zijn van vorm en plantensamenstelling, werd de koolstofinhoud hier berekend voor een fictief dak met een oppervlakte van 100%, met 30% niet-begroeide oppervlakte (paden en grindrandstroken), 20% struikgewas en 50% gras en borders. Als substraatdikte werd 30 cm gekozen, wat realistisch is voor een intensief dak (hoewel hier ook grote variaties mogelijk zijn). In de invulapplicatie zal zowel bij extensieve als bij intensieve groendaken de niet-begroeide oppervlakte niet in rekening gebracht worden bij de berekening van de koolstofefficiëntie. Ook werd voor schuine daken een correctie ingesteld, door de werkelijke oppervlakte te vermenigvuldigen met de cosinus van de dakhelling. In de klasse van de nietbebouwde verzegelde elementen werden bij schatting van de koolstofinhoud van halfgesloten verharding tegels verondersteld van 30 cm op 30 cm met dikte 5 cm, waartussen voegen van 1 cm lagen. Voor begroening van oppervlakten werd onderscheid gemaakt tussen gazon, borders, moestuin of struikgewas. Een schatting voor koolstofinhoud van moestuin werd gebaseerd op de redenering dat dit element ongeveer gelijk zal zijn aan een border. Hoewel de begroeiing misschien iets lager is en telkens geoogst wordt (waardoor dus koolstof weggehaald wordt), wordt vaak met behulp van organische of minerale bemesting dit koolstofgehalte wel weer op peil gebracht. Aangezien border en moestuin gelijk verondersteld werden met grasland, kregen ze eenzelfde opslag toegekend. Bij gebrek aan gegevens voor struikgewas, werd verondersteld dat struikgewas dezelfde hoeveelheid zou kunnen vastleggen als een boompje uit diameterklasse 0 tot 7 cm. Voor de ‘Extra’klasse dient, ter berekening van de werkelijke inhoud van gevelbegroening (uitgedrukt in gC), de inhoud per oppervlakte-eenheid vermenigvuldigd te worden met de oppervlakte-inname op grondniveau. Er werd vanuit gegaan dat de begroeiing een halve meter dik is, waarna nog vermenigvuldigd dient te worden met de breedte van de begroeiing. In de invulapplicatie werd ruimte gelaten voor het invullen van hoogte en breedte, waarna de berekeningen automatisch gebeuren. Hierbij moeten klimplanten die het dak bedekken ook meegerekend worden bij gevelbegroening. Verticale plantenmuren kregen een waarde die overeenkomt met borders en grasland, welke eveneens vermenigvuldigd diende te worden met de oppervlakte om de werkelijke inhoud te bepalen. De inhoud voor bomen van de verschillende boomdiameterklassen is weergegeven in tabel 3.1. Meerstammige bomen en hoge struiken (>3m) werden verondersteld dezelfde inhoud te hebben als een boom uit diameterklasse 7 tot 15 cm. Vervolgens werd de inhoud per oppervlakte bepaald. Deze herrekening gebeurde ook voor gevelgroen voor een oppervlakte van 1 m². Na bepaling van de koolstofinhoud van de verschillende perceelselementen, werden vervolgens deze waarden getransformeerd, opdat ook de koolstofsequestratie in rekening gebracht kon worden. De sequestratie diende hiertoe eerst geschat te worden op basis van gegevens uit hoofdstuk 2 (tabel 2.11), waaruit bleek dat een bodem (20 cm diepte) onder grasland 59 gC m-2 jaar-1 opslaat, terwijl dat voor een extensief groendak (substraatdikte 6 cm) 50 gC m-2 jaar-1 is. Op basis van deze cijfers werden voor de fotosynthetisch actieve elementen (met uitzondering van deze uit de klasse ‘Extra’) sequestraties berekend, welke vervolgens gecombineerd werden met de waarden voor koolstofinhoud. Beide waarden werden met elkaar vermenigvuldigd, waarna gedeeld werd door tien om het verschil met de niet-fotosynthetisch actieve elementen niet al te groot te maken. Voor de klasse ‘Extra’ werd de sequestratie niet bijkomend in rekening gebracht en werd enkel gerekend met de koolstofinhoud per eenheidsoppervlakte. Elk perceelselement (met uitzondering van deze uit de klasse ‘Extra’) kreeg dus een bepaalde factor toegekend, die bepaald werd op basis van het element met de hoogste waarde (na transformatie volgens de sequestratie), welke een factor 1 kreeg. De waarden van de andere elementen werden 69

N. Thyssen


gedeeld door deze hoogste waarde, zodat ze een factor tussen nul en één verkrijgen. De waarden voor de perceelelementen uit de klasse ‘Extra’ werden apart geëvalueerd. Hierbij werd, op basis van een schatting van de oppervlakten voor bomen uit de verschillende diameterklassen en voor veelstammige bomen of struiken(tabel 3.2), de koolstofinhoud gerelateerd aan de oppervlakte. Ook voor gevelgroen werd de inhoud in relatie gebracht met de oppervlakte. Op deze manier kreeg ook binnen de klasse ‘extra’ de hoogste waarde factor 1 toegekend en werden de andere factoren bepaald door het quotiënt van de inhoud (getransformeerd volgens oppervlakte) en de hoogste waarde. Tabel 3.2 Schatting van de oppervlakten ingenomen door bomen uit de verschillende diameterklassen en door veelstammige bomen of struiken

Inhoud

Geschatte opp.

Inhoud/opp.

Boom DBH 0 -7 cm

10000 gC

10 m

1000 gC m-2

Boom DBH 7-15

36000 gC

10 m2

3600 gC m-2

Boom DBH 16-30

107000 gC

25 m2

4280 gC m-2

Boom DBH 31-46

393000 gC

25 m2

15720 gC m-2

Boom DBH 47-61

964000 gC

50 m2

19280 gC m-2

Boom DBH 62-76

1786000 gC

50 m2

35720 gC m-2

Boom DBH >77

3179000 gC

100 m2

31790 gC m-2

36000 gC

25 m2

1440 gC m-2

Veelstammige bomen/struiken >3m

2

Om de finale ECO-score te bepalen, dienen voor alle elementen de bekomen factor vermenigvuldigd te worden met hun oppervlakte, waarna de som genomen wordt van de bekomen waarden. Als deze waarde vervolgens gedeeld wordt door de totale perceelsoppervlakte (in m²), wordt de efficiënte koolstofoppervlakte bekomen (vergelijking 3.1). −

=

∑

∗

(Vgl 3.1)

ECO-score = efficiënte koolstofoppervlakte factori = vermenigvuldigingsfactor van element i oppi = oppervlakte bedekt door element i (m²) opp = totale perceelsoppervlakte (m²) Ter illustratie voor het gebruik van de opgestelde invulapplicatie en de mogelijkheden om koolstofefficiëntie te verbeteren, werden enkele voorbeelden uitgewerkt en toegelicht.

3.3

Resultaten

3.3.1 De bebouwde oppervlakte (B) Een traditioneel dak (zowel plat, schuin als zadeldak), komt overeen met een gesloten verzegeling en kreeg een koolstofinhoud gelijk aan 0 gC m-2. Voor een extensief Sedum-groendak werd de koolstofinhoud bepaald door optelling van waarden voor boven- en ondergrondse plantendelen (resp. 165 en 107 gC m-2) en deze van het substraat (810 gC m-2). In totaal werd 1082 gC m-2 bekomen. Ook voor extensieve groendaken met het type mos- of kruidbedekking werd deze waarde gebruikt. Kruid- en grasdaken werden verondersteld een substraatdikte van 12 cm te hebben met een koolstofinhoud van 810 gC m-2*2 = 1620 gC m-2, in de veronderstelling dat de vegetatie een 70

N. Thyssen


turnover kent van één jaar (Scurlock en Hall, 1997). Dit wil zeggen dat door continue opbouw en afbraak van de vegetatie, de netto koolstofopslag nul is. De berekening van het fictieve intensieve groendak (met 30% niet-begroeide oppervlakte, 20% struikgewas, 50% gras en borders en 30 cm substraatdikte) begon met vermenigvuldiging van de waarde voor een 6 cm dikke substraatlaag met vijf, wat 4050 gC m-2 opleverde. Voor het gedeelte bedekt met struikgewas werden hierbij de waarde voor boven- en ondergrondse delen bijgerekend (resp. 389 en 495 gC m-2) wat 4934 gC m-2 leverde. Aangezien gras een turnover kent van één jaar (Scurlock en Hall, 1997), werd enkel de bodemkoolstofinhoud in rekening gebracht, wat hier overeenkwam met deze van het substraat (4050 gC m-2). Voor borders was geen cijfermateriaal voorhanden en werd dezelfde waarde als voor gras aangehouden. De totale koolstofinhoud kon dus berekend worden als (20%)/(70%)*4934 gC m-2 + (50%)/(70%) *4050 gC m-2, wat uitkwam op 4303 gC m-2. De opslag door de groendaken werd geschat op basis van de koolstofopslag van een substraat met dikte 6 cm (50 gC m-2 jaar-1; tabel 2.11). Er werd vanuit gegaan dat een kruiden grasdak (substraatdikte 12 cm) 100 gC m-2 jaar-1 vastlegt, terwijl een intensief dak met 30 cm substraat 250 gC m-2 jaar-1 vast zou leggen.

3.3.2 De niet-bebouwde oppervlakte (N) Onbebouwde perceelsoppervlakten kunnen enerzijds verzegeld zijn en anderzijds bedekt worden door vegetatie.

Verzegelde onbebouwde oppervlakte (N.v) Gesloten verharding is deze die geen enkele vorm van doorsijpeling (water, gassen,…) toelaat. Deze kreeg een waarde nul toegekend in tabel 3.1. Open verharding zonder toplaag vormt het andere uiterste binnen de verzegeling, waarbij uit tabel 3.1 de waarde voor stadsbodems werd gebruikt voor een diepte van 30 cm (7344 gC m-2). Bij de halfgesloten verharding (tegels van 30cm op 30 cm, dikte 5 cm, voegen van 1 cm) kregen de tegels een waarde nul toegekend, terwijl de oppervlakte voegen (0,0635 m² per vierkante meter oppervlakte ) over 5 cm diepte een waarde van 1224 gC m-2 kregen (7344 gC m-2/(30cm/5cm)). Dit leverde 77,72 gC m-2 op voor de bovenste 5 cm. De onderliggende 25 cm bestaan meestal ook uit een minerale laag ter versterking en stabilisering, zodat wagens over deze oppervlakte kunnen rijden. Hiervoor werd dus eveneens een waarde van nul toegekend, wat het totaal voor dit type bedekking brengt op 77,72 gC m-2. Indien geen minerale onderlaag aangebracht werd, bevat de onderliggende 25 cm 6120 gC m-2 (7344 gC m-2/(30 cm/25 cm)), wat in totaal 6197,72 gC m-2 opleverde. Voor een open verharding met verharde toplaag (bijvoorbeeld dolomiet of grind) van 10 cm, draagt enkel de onderste 20 cm bodem bij voor koolstofinhoud aangezien de toplaag mineraal is. De inhoud werd berekend op 4896 gC m-2 (7344 gC m-2/(30 cm/20 cm)). Voor deze klasse werd aangenomen dat de sequestratie nihil is, aangezien zo goed als geen groei van vegetatie mogelijk is.

Begroende onbebouwde oppervlakte (N.b) Voor gazon, borders en moestuin werd een gelijke bijdrage van 5400 gC m-2 (Gent, Zandstreek) verondersteld, terwijl voor struikgewas in totaal een inhoud van 6861 gC m-2 bepaald werd (389 gC m-2 + 495 gC m-2 + 5977 gC m-2). Wat de opslag betreft, was voor deze perceelselementen enkel een waarde voor grasland beschikbaar (59 gC m-2 jaar-1). Border en moestuin werden gelijk verondersteld aan grasland. Struikgewas kreeg de waarde van een boompje uit diameterklasse 0-7 cm, wat een waarde oplevert van 100 gC jaar-1. De vooropgestelde waarden, transformaties en uiteindelijke factoren voor elk element werden weergegeven in tabel 3.3.

71

N. Thyssen


3.3.3 Bonuspunten: gevelbegroening en bomen De inhoud van houtige klimplanten werd geschat op 389*H/0,5 gC m-2 (waarbij H de hoogte van de gevelbegroening is, uitgedrukt in meter) vermeerderd met de inhoud van de wortels (495 gC m-2). De bodem werd hierbij niet in rekening gebracht omdat de gevelbegroening als extra werd aanzien. Voor de berekening van de wegingsfactor werd gebruik gemaakt van de werkelijke inhoud van 1 m² gevelgroen, waarbij verondersteld werd dat de begroeiing een halve meter dik is (tabel 3.3). Verticale plantenmuren kregen een waarde die overeenkomt met borders en grasland (5400 gC m-2). Voor bomen werd de inhoud per oppervlakte berekend aan de hand van oppervlakteschattingen tabel 3.2, waarna de bekomen waarden werden gedeeld door de hoogste waarde ter bepaling van de wegingsfactoren (tabel 3.3).

3.3.4 Waarderingsschaal De uiteindelijke waarderingsschaal werd in een invulapplicatie samengevat, zodat ze een handig en eenvoudig toepasbaar instrument vormt (tabel 3.4). Hierbij werden de in te vullen veldjes (29 in totaal) in grijs aangegeven, waarna verder de berekening automatisch verloopt.

3.3.5 Voorbeelden Ter illustratie werden enkele voorbeelden uitgewerkt, om het effect aan te tonen van de omzetting van verzegeling naar begroeide oppervlakten, het toevoegen van bomen en gevelgroen,… Kortom, de toepassingsmogelijkheden van de waarderingsschaal worden hiermee summier aangetoond. Er werd een referentieperceel vooropgesteld met een oppervlakte van 500 m², waarop een huis van 100 m² staat en een garage van 12 m² (figuur 3.2), welke behoren tot de klasse B (zie figuur 3.1). Aangezien de garage bereikbaar moet zijn voor de wagen, mag de onderlaag enkel bestaan uit gesloten of halfgesloten verharding met minerale ondergrond. Het huis is via drie paadjes bereikbaar (totale oppervlakte 18 m²), welke dienen te bestaan uit een element uit klasse N.v. De rest van de oppervlakte is niet onderhevig aan restricties. Telkens werd eerst een perceel voorgesteld (ervoor zorgend dat elk nieuw ontwerp een toename van de ECO-score teweeg bracht; gaande van -- tot ++) zonder elementen uit de categorie extra. Vervolgens werd elk perceel ‘verbeterd’ door toevoeging van extra’s (aangeduid door °), om het effect van deze extra’s duidelijk aan te kunnen tonen (zie ook tabel 3.5). Er werd steeds een figuur van de verbeterde percelen weergegeven. Een printscreen van de invulapplicatie van het bestscorende perceel werd ingevoegd in de appendix (appendix 3.5)

72

N. Thyssen


Tabel 3.3 Weergave van de vooropgestelde transformaties en de uiteindelijke factoren. De factoren uit de klasse ‘Extra’ werden enkel bepaald op basis van hun koolstofinhoud, voor een oppervlakte van 1 m² (gevelgroen) of voor 1 individu (bomen).

Bebouwd (B) Traditioneel dak Extensief groendak Intensief groendak Niet-bebouwd (N) Verzegeld (N.v)

Begoeid (N.b)

EXTRA Gevelgroen Bomen

Sedum-mos-kruid (substr. 6 cm) Kruid- en grasdak (substr. 12 cm)

INHOUD 0 gC m-2 1082 gC m-2 1620 gC m-2

Opslag 0 gC m-2 jaar -1 50 gC m-2 jaar -1 100 gC m-2 jaar -1

(substr. 30 cm, 30% grindrandstrook, 20% struikgewas, 50%gras)

4303 gC m-2

250 gC m-2 jaar -1

Gesloten Half gesloten met minerale ondergrond Half gesloten zonder minerale ondergrond Open met toplaag Open zonder toplaag Gazon of grasland Border Moestuin Struikgewas (<3m)

INHOUD 0 gC m-2 78 gC m-2 6198 gC m-2 4896 gC m-2 7344 gC m-2 5400 gC m-2 5400 gC m-2 5400 gC m-2 6861 gC m-2

0 0 0 0 0 88,5 88,5 88,5 100

Houtige klimplanten Verticale plantenmuren Boom DBH 0 -7 cm Boom DBH 7-15 Boom DBH 16-30 Boom DBH 31-46 Boom DBH 47-61 Boom DBH 62-76 Boom DBH >77 Veelstammige bomen/struiken >3m

INHOUD 637 5400 10000 36000 107000 393000 964000 1786000 3179000 36000

gC gC gC gC gC gC gC gC gC gC

Opslag gC m-2 jaar -1 gC m-2 jaar -1 gC m-2 jaar -1 gC m-2 jaar -1 gC m-2 jaar -1 gC m-2 jaar -1 gC m-2 jaar -1 gC m-2 jaar -1 gC m-2 jaar -1

Hoogte (m) Breedte (m) # bomen 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1

Opp. 1 1 10 10 25 25 50 50 100 25

Getransf. waarde 0 5410 16200

Factor 0,00 0,05 0,15

107575 Getransf. waarde 0 78 6198 4896 7344 47790 47790 47790 60720

1,00 Factor 0,00 0,00 0,06 0,05 0,07 0,44 0,44 0,44 0,64

inh./opp. (1element) 637 5400 1000 3600 4280 15720 19280 35720 31790 1440

factor 0,02 0,15 0,03 0,10 0,12 0,44 0,54 1,00 0,89 0,04 73

N. Thyssen


Tabel 3.4 Weergave van de invulapplicatie. De lichtgrijze vakjes dienen ingevuld te worden door de gebruiker, waarna berekening van de ECO automatisch gebeurt (donkergrijze vakjes). Bebouwd Traditioneel dak Extensief groendak

Sedum-mos-kruid (substr. 6 cm)

Intensief groendak

Kruid- en grasdak (substr. 12 cm) (substr. 30 cm, 30% grindrandstrook, 20% struikgewas, 50%gras)

Niet-bebouwd Verzegeld

Gesloten Half gesloten met minerale ondergrond

Begoeid

EXTRA Gevelgroen

Helling (°)

Werkelijke opp. (l*b)

factor 0,00

eff. opp. 0,00

5410

0

0,05

0,00

16200

0

0,15

0,00

0

1,00 factor 0,00

0,00 eff. opp. 0,00

107575 INH*SEQ/10 0

Opp.

78

0,00

0,00

Half gesloten zonder minerale ondergrond

6198

0,06

0,00

Open met toplaag

4896

0,05

0,00

Open zonder toplaag

7344

0,07

0,00

Gazon of grasland

47790

0,44

0,00

Border

47790

0,44

0,00

Struikgewas (<3m)

47790

0,64

0,00

Moestuin

60720

0,44

0,00

Inhoud 0 gC

inh./opp. (1element) factor 0 0,02

eff. opp. 0

Houtige klimplanten Verticale plantenmuren

Bomen

Opp. (grvl. niveau) 0

INH*SEQ/10 0

H

B

# bomen

Opp. 0

0 gC

0

0

0,15

0

10000 gC

10

1000

0,03

0,00

Boom DBH 7-15

36000 gC

10

3600

0,10

0,00

Boom DBH 16-30

107000 gC

25

4280

0,12

0,00

Boom DBH 31-46

393000 gC

25

15720

0,44

0,00

Boom DBH 47-61

964000 gC

50

19280

0,54

0,00

Boom DBH 62-76

1786000 gC

50

35720

1,00

0,00

Boom DBH >77

3179000 gC

100

31790

0,89

0,00

25

1440

0,04

0,00

Boom DBH 0 -7 cm

Veelstammige bom en/struiken >3m

36000 gC Opp. totaal

0

SOM ECO

0,00

74

N. Thyssen


In het eerste geval (--) had de bebouwing traditionele daken en werd de rest van de oppervlakte gesloten verzegeld. Uiteraard leverde dit een ECO-score van nul op (niet weergegeven). Een kleine verbetering werd vervolgens toegevoegd aan dit perceel (--°, figuur 3.2.a) onder de vorm van vier bomen (twee van 7-15 cm en twee van 16-30 cm diameter). Deze beperkte verandering leverde een toename van de ECO-score naar 0,02. Een iets ‘beter’ perceel werd ontworpen (-), waarbij in plaats van gesloten verzegeling werd overgegaan op halfgesloten verharding met minerale ondergrond voor de oprijlaan en zonder minerale ondergrond voor de paadjes. De rest van het perceel werd bedekt met borders, gazon en moestuin. De ECO-score voor dit ontwerp bedroeg 0,28. Het perceel werd opgewaardeerd (-°) met houtige klimplanten over een breedte van vijf meter, en een aantal bomen (figuur 3.2.b). Hierdoor nam de ECO-score toe met 0,05 tot een waarde van 0,33. In het (+)ontwerp werden de daken met extensieve Sedum-begroeiingen bedekt. De oprijlaan bleef half gesloten met minerale ondergrond (en zal dit in de volgende ontwerpen steeds blijven) en de paadjes waren open zonder toplaag (en blijven dit ook in de volgende ontwerpen). Voorts werd 68 m² struikgewas aangeplant, terwijl de rest van het perceel bestond uit gras, border en moestuin. De berekende ECO-score bedroeg 0,32, wat een lagere waarde is dan deze voor het (-°)-perceel. Na toevoeging van enkele bomen en een acht meter brede houtige klimplantbegroeiing (details zie figuur 3.2.c) steeg de ECO-score tot 0,47. Als laatste voorbeeld werd een (++)-perceel uitgewerkt, waarbij op de garage een extensief grasdak werd aangelegd en op het huis een intensieve daktuin. De rest van het perceel (behalve de oprit en de paadjes) werden met struikgewas begroend. De ECOscore bedroeg 0,61, en na opwaardering (++°, figuur 3.2.d) met behulp van bomen en gevelgroen steeg de ECO zelfs tot 0,84. In het meest extreme geval (++°°, figuur 3.2.e) werd het volledige huis (met uitzondering van de deuren) en drie zijden van de garage bedekt met houtige klimplanten (over een hoogte van 12 m, ‘breedte’ 35 m voor het huis en een hoogte van 3 m met ‘breedte’ 11 m voor de garage). Er werd een zodanig aantal bomen aangeplant dat de geschatte kroonoppervlakte het perceel maximaal bedekte (met een minimale overschaduwing van oprijlaan en daken). De paadjes en oprijlaan bleven dezelfde bedekking behouden als in perceel ++, opdat hun functie niet verloren zou gaan, terwijl de rest van het perceel bedekt was met struikvegetatie. De bekomen ECO-score bedroeg hiervoor 1,03, wat als maximum beschouwd kan worden.

(a) --°perceel

(b) -° perceel

75

N. Thyssen

(c) +° perceel


(d) ++° perceel

(e) ++°° perceel Figuur 3.2. Plattegrondjes van de verschillende perceelsontwerpen met elementen uit de ‘extra’ klasse ter verbetering van de ECO-score. De totale oppervlakte van het referentieperceel bedraagt 20mx25m=500 m², met een huis van 100 m² (12 m hoog; centraal onderin de figuur), een garage van 3mx4m=12 m² (3 m hoog), een oprijlaan van 3mx18m=54 m² en drie paadjes die toegang geven tot het huis (in totaal 18 m²).

76

N. Thyssen


Tabel 3.5 Weergave van de ECO-scores voor de verschillende perceelsontwerpen, gaande van ‘slecht’ (--) tot zeer goed (++), telkens met een opwaardering door toevoeging van elementen uit de klasse ‘Extra’ (aangeduid met ° ).

Perceel ECO-score

3.4

-0

--° 0,02

0,28

-° 0,33

+ 0,32

+° 0,47

++ 0,61

++° 0,84

++°° 1,03

Discussie

3.4.1 Waarderingsschaal Het is belangrijk om in het achterhoofd te houden dat de opstelling van deze evaluatieschaal gebeurde op basis van de beschikbare informatie, welke niet voor elk perceelselement voorhanden was. Bovendien kan de begroeiing zeer uiteenlopend zijn (onder meer naar de bladoppervlakteindex). Zo kunnen de opmerkingen over de bekomen waarden uit hoofdstuk 2 (tabel 2.11, tabel 3.1) opnieuw aangehaald worden, maar dient ook toegevoegd te worden dat voor extensief kruiden grasdak, intensief groendak, border, moestuin, verticale plantenmuren en veelstammige bomen of struiken geen gegevens voorradig waren over koolstofinhoud en –opslag. Echter, de schattingen gebeurden telkens op een doordachte wijze, welke gebaseerd was op de grondige literatuurstudie (met bijhorende kritische analyse) in hoofdstuk 2. Vijvertjes kunnen ook als perceelselement voorkomen, maar door het totale gebrek aan informatie konden waterpartijtjes niet in de waarderingsschaal opgenomen worden. In de klassen B, N.v en N.b (fig. 3.1) werd de hoogste waarde bekomen voor het (fictief gekozen) intensieve groendak. Er kan verwacht worden dat een intensief dak altijd een hogere koolstofinhoud zal hebben dan een extensief, omwille van de dikkere substraatlaag en toenemende mogelijkheden voor vegetatie (en LAI) (en omdat de oppervlakte van onbegroeide delen, welke naar verwachting een grotere oppervlakte innemen op intensieve groendaken, niet in rekening wordt gebracht). Aangezien intensieve groendaken veel meer vegetatie kunnen bevatten dan het fictieve voorbeeld dat in deze studie werd vooropgesteld, kan de koolstofinhoud in werkelijkheid nog veel hoger liggen, waardoor extensieve groendaken (net als alle andere elementen) een kleinere wegingsfactor toegekend zouden krijgen. Er werd voor het fictieve dak echter wel een realistische opbouw gekozen, waardoor deze berekening toch als representatief beschouwd kan worden. Hoewel het onderhoud van intensieve groendaken meer werk vraagt, is het gebruik van fossiele brandstof hiervoor naar alle waarschijnlijkheid zeer beperkt, aangezien het onderhoud eerder handmatig zal moeten gebeuren. Ook voor extensieve groendaken zijn hier slechts gegevens beschikbaar voor één type dak met Sedum-begroeiing en een substraatdikte van 6 cm, terwijl hier ook (zij het in beperktere mate) variatie kan zijn tussen verschillende daken (zie hoofdstuk 1). Wat de traditionele daken betreft, bestaat er de mogelijkheid om zonnepanelen te plaatsen, welke op onrechtstreekse wijze bijdragen tot de koolstofefficiëntie aangezien de hernieuwbare energie de verbranding van fossiele brandstoffen (en dus de uitstoot van CO2) vermindert. Daar tegenover staat dan weer de uitstoot van CO2 bij de productie ervan. De berekeningen van het effect liggen buiten het onderwerp van deze thesis. Wat betreft de koolstofinhoud voor verzegelde oppervlakten hebben de elementen ‘halfgesloten zonder minerale ondergrond’ en ‘open zonder toplaag’ een wegingsfactor die hoger ligt dan deze van extensieve Sedum-daken. Gevoelsmatig zou men kunnen denken dat groendaken toch beter zouden moeten scoren dan deze elementen, zeker indien de bijkomende koolstofopslag in rekening werd gebracht. Er mag echter niet vergeten worden dat deze evaluatie specifiek is opgesteld voor koolstof, zonder andere functies van de perceelselementen in rekening te brengen. Het Sedum-dak heeft 77

N. Thyssen


slechts een substraatdikte van 6 cm, terwijl voor de verzegeling gerekend werd voor een bodemdiepte van 30 cm, waardoor het waardeverschil verklaard zou kunnen worden. Voorts mag ook niet vergeten worden dat ook tussen de voegen van halfgesloten verharding, of tussen kiezels of open verzegeling zonder toplaag ook ontwikkeling kan zijn van kruidachtigen (op voorwaarde dat er geen herbiciden gebruikt worden op deze oppervlakken). Deze kunnen ook aan bijkomende koolstofopslag doen, en werden in deze studie niet in rekening gebracht. Er kan vanuit gegaan worden dat de oppervlakte voegen zodanig beperkt is, de turnover van deze kruidachtigen snel en de verstoring hoog, waardoor de ontwikkeling van deze vegetatie en de bijhorende koolstofsequestratie als nihil beschouwd mag worden. In de klasse + werden de oppervlaktes bedekt door de boomkronen geschat. Ook hier kan eventueel de onzekerheid van het resultaat toegenomen zijn, hoewel de schatting op een doordachte wijze uitgevoerd werd op basis van logisch denken en oppervlakteschatting voor bomen in de SGF (appendix 3.3). Wat in deze waarderingsschaal niet in rekening werd gebracht, is de leeftijd en staat van de vegetatie. Zo zou het kunnen dat een struiklaag die niet meer in tact is, wordt afgevoerd en verbrand in een energiecentrale, waardoor de koolstof opnieuw vrijkomt. Ook het omhakken van bomen uit de tuin voor gebruik als brandhout heeft hetzelfde effect. Deze schaling is echter bedoeld ter evaluatie van een actueel perceel, waarbij op voorhand eventueel wel nagegaan kan worden wat het effect is van het weghalen van een boom of een struiklaag, of omgekeerd, het bijplanten van een boom of het aanleggen van een groendak. Bij het gebruik van de invulapplicatie, is het voor de gebruiker mogelijk om extra rijen in te voegen. Zo kan het zijn dat het dak bestaat uit oppervlakken met verschillende helling of dat meerdere oppervlakken gevelgroen aanwezig zijn. Door het invoegen van extra rijen kunnen alle oppervlakken in rekening worden gebracht. Voorts is het van belang om bij extensieve groendaken enkel de begroeide oppervlakte in rekening te brengen en niet de grindrandstroken. Voor intensieve groendaken kan wel de totale oppervlakte ingevuld worden, aangezien reeds gecorrigeerd werd voor niet-begroende delen. In theorie is het mogelijk dat de ECO-score groter wordt dan 1, wat wil zeggen dat de efficiënte koolstofoppervlakte groter is dan de reële oppervlakte van het perceel. De maximaal mogelijke ECOscore voor het referentieperceel (figuur 3.2), met behoud van dakfuncties en een oprijlaan voor de wagen (zonder al te veel overscherming van bebouwing en oprijlaan door boomkronen) bedraagt 1,03 (figuur 3.2.e).De waarderingsschaal werd opgesteld ter beoordeling van bouwpercelen, waarbij in de praktijk de meeste waarden niet hoger zullen zijn dan één. Enkel door de aanwezigheid van meerdere zeer grote bomen is het mogelijk om een hogere waarde te bekomen, hoewel hier ook rekening moet gehouden worden met de geschatte ruimte-inname van de kronen. Zo kunnen bijvoorbeeld op een perceel van 500 m², met een huis van 100 m² en een garage van 12 m² slechts drie bomen uit diameterklasse van meer dan 77 cm voorkomen (elk met een geschatte kroonoppervlakte van 100m²). Dit levert op het referentieperceel (figuur 3.2) een ECO-score op van 0,82 in het geval van traditioneel dak, een oprijlaan van halfgesloten verharding met minerale ondergrond, paadjes van open verharding met toplaag en de rest van het perceel bedekt met gras, border en moestuin. De elementen die voorkomen op percelen, kunnen eventueel verschillen van deze waarop de waarderingsschaal gebaseerd is. Zo kan een intensief groendak een dikker substraat hebben en een relatief hoger aandeel struikgewas of kan een meerstammige boom een grotere oppervlakte dan 25 m² innemen. Maar deze waarderingsschaal is ook slechts een poging tot het schatten van de koolstofefficiëntie en wil niet claimen dat ze honderd procent correct is. Op basis van de literatuurstudie en de doordachte transformaties en relevante voorbeeld-perceelselementen, zou er toch vanuit gegaan kunnen worden dat de waarderingsschaal voldoende wetenschappelijk onderbouwd is en kan gebruikt worden voor elk perceel, waarbij de eenvoud van de invulapplicatie het instrument toegankelijk maakt voor iedereen. Andere waarderingsschalen zoals BBF, SGF en GSF zijn ook handig in gebruik (zie appendix 3.2-3.4), maar zoals reeds eerder vermeld, werd hier geen informatie gegeven over de wetenschappelijke onderbouw. 78

N. Thyssen


3.4.2 Voorbeelden Uit de voorbeelden bleek dat een perceel met redelijk wat verzegeling (zoals perceel (-°), ECO-score 0,33) toch beter kan scoren dan een perceel met meer groen (perceel +, ECO-score 0,32). Dit toont de mogelijkheid aan om op een slecht scorend perceel op eenvoudige wijze (aanbrengen van gevelgroen of aanplanten van bomen) een verhoging in de ECO-waarde kan bekomen. Dit instrument biedt een methode om de impact van veranderingen te voorspellen, zodat bouwplannen op voorhand geëvalueerd kunnen worden en mensen die hun perceel wensen te veranderen (aanleg van een groendak, nieuw gazon, hakken van een boom) eenvoudig kunnen inschatten wat de impact van de verandering zal zijn. Indien een wetgeving zou opgesteld worden, kunnen met de invulapplicatie ook verschillende aanpassingsmogelijkheden onderzocht worden. BFF, SGF en GSF zijn eveneens eenvoudig toe te passen instrumenten om ecologische kwaliteit van percelen te achterhalen, maar zoals reeds eerder vermeld, werd de wetenschappelijke basis voor het opstellen van deze waarderingsschalen niet teruggevonden.

3.4.3 Perspectieven De ECO-score zou gebruikt kunnen worden door stedenbouwkundige planners en architecten (cf. BFF, SGF of GSF) om de koolstofefficiëntie van hun ontwerpen te bepalen op perceelsniveau, en zo de impact ervan te bepalen, en eventueel te beperken. Naast een beoordeling van de koolstofefficiëntie laat deze evaluatie ook toe om per klasse een norm voorop te stellen waaraan een perceel (of het ontwerp ervan) moet voldoen. Deze normen zouden eventueel opgelegd kunnen worden door bijvoorbeeld de wetgeving inzake ruimtelijke planning. Het opstellen van een analoge waardering voor de andere ecosysteemdiensten, zou op termijn kunnen leiden tot een geïntegreerd instrument, dat niet alleen rekening houdt met koolstofefficiëntie maar ook met alle andere factoren die belangrijk zijn voor de leefbaarheid van de stad.

79

N. Thyssen

Referentielijst

Referentie- en websitelijst Anderson M., Lambrinos J. & Schroll E., 2010. The potential value of mosses for stormwater management in urban environments. Urban ecosystems 13, p. 319-332 Beier C., Emmett B., Tietema A., Schmidt I., Peñuelas J., Láng E., Duce P., De Angelis P., Gorissen A., Estiarte M., de Dato G., Sowerby A., Kröel-Dulay G., Lellei-Kovács E., Kull O., Mand P., Petersen H. Gjelstrup P. & Spano D., 2009. Carbon and nitrogen balances for six shrublands across Europe. Global biogeochemical cycles 23, GB4008, doi: 10.1029/2009GB003381 Bengtsson L., Grahn L. & Olsson J., 2005. Hydrological function of a thin extensive vegetated roof in southern Sweden. Nordic Hydrology 36, p. 259-268 Berdtsson, Bengtsson & Jinno, 2008. Runoff water quality from intensive and extensive vegetated roofs. Ecological engineering 35, p.369-380 Bernardo C. & Blair N., s.d. . Carbon sequestration and air quality regulation by Evanston’s trees. Department of civil and environmental engineering, Northwestern University, U.S. Brenneisen S., 2006. Space for urban wildlife: Designing green roofs as habitats in Switzerland. Urban habitats 4, p. 27-36 Bolund & Hunhammar, 1999. Ecosystem services in urban areas. Ecological economics 29, p. 293-301 Costanza R., d’Arge R., de Groot R., Farber S., Grasso M., Hannon B., Limburg K., Naeem S., O’Nelli R.V., Paruelo J., Raskin R.G., Sutton P. & van den Belt M., 1997. The value of the world’s ecosystem services and natural capital. Nature 387 (15), p. 253-260 Darius f. & Drepper J., 1984. Rasendächer in West-Berlin; Ökologische Untersuchungen auf alten Berliner Kiesdächern. Das Gartenamt 33, p 309-315. De Bruyn L. & Peymen J., 2003. Stedelijk gebied. In: Dumortier M.,De Bruyn L., Peymen J., Schneiders A., Van Daele T., Weyemberh G., van Straaten D. en Kuijken E. (red.) Natuurrapport 2003. Toestand van de natuur in Vlaanderen: cijfers voor het beleid. Mededeling van het Instituut voor Natuurbehoud, Nr. 21, Brussel, pp. 130-134. Brussel, België: Instituut voor Natuurbehoud de Groot R., Wilson M. & Boumans R, 2002. A typology for the classification, description and valuation of ecosystem functions, goods and services. Ecological Economics 41, p. 393-408 De standaard online, 4 oktober 2010. De stad verplicht groene daken. (vjb) Dewey, D.W., Johnson, P.G. & Kjelgren, P.K., 2004. Species composition changes in a rooftop grass and wildflower meadow: implications for designing successful mixtures. Native Plants Journal 5, p. 56-65 Downing J. A., Colc J. J., Middelburg J. J., Striegl R. G., Duarte C. M., Kortelainen P., Prairie Y. T. & Laube K. A., 2008. Sediment organic carbon burial in agriculturally eutrophic impoundments. Global bioceochemical cycles 22, GB1018, doi: 10.1029/2006GB002854 Dunnet N. en Kingsbury N., 2004. Planting green roofs and living walls. Portland (OR): Timber Press Dunnett N., Nagase A., Booth R. & Grime P., 2008. Influence of vegetation composition on runoff in two simulated green roof experiments. In: Urban Ecosystems., doi: 10.1007/s11252-008rr0064-9. Durhman A.K., Rowe D.B. & Rugh C.L., 2007. Effect of substrate depth on initial growth, coverage and survival of 25 succulents green roof plant taxa. Hortscience 42, p. 588-595 Dvorak B. & Volder A., 2010. Green roof vegetation findings for North American ecoregions: A literature review. Landscape and urban planning 96, p. 197-213 Emilsson T.U. & Rolf K., 2005. Comparison of establishment methods for extensive green roofs in southern Sweden. Urban For Urban Green 3, p. 103-111 Fiers E. & Hermy M., 2011. Vademecum vaste planten. Rapport KULeuven, afd. Bos, natuur en landschap in opdracht van het Agentschap Natuur en Bos, Brussel Freitas H., 1999. Biological diversity and functioning of ecosystems. In: Pugnaire, F.I., Valladares, F. (Eds.), Handbook of Functional Plant Ecology. CRC Press, New York.

80

N. Thyssen

Referentielijst

Garrido Riba, 2008: Vegetation description on an extensive green roof. Master thesis, KU Leuven, Leuven Getter K.L., Rowe D.B. & Cregg B.M., 2009. Solar radiation intensity influences extensive green roof plant communities. Urban forestry & urban greening 8, p. 269-281 Getter K.L., Rowe D.B., Robertson G.P., Cregg B.M. & Andresen J.A., 2009. Carbon sequestration potential of extensive green roofs. Environmental science & technology 43, p. 7564-7570 Ghoniem A.F., 2011. Needs, resources and climate change: clean and effecient conversion technologies. Progress in enegy and combustion science 37, p. 15-51 Giseke B. & Richard M., 1990. The biotope area factor as an ecological parameter, principles for its determination and identification of the target. Excerpt: Landschaft Planen & Bauen, Berlijn. Haegeman B. & Loreau M., 2010. A mathematical synthesis of niche and neutral theories in community ecology. Journal of theoretical biology 269, p. 150-165 Hammond G.P. & Jones C.I., 2008. Embodied energy and carbon in construction materials. Proceedings – institution of civil engineers: Energy 161, p. 87-98 Hector A., Schmid B., Beierkuhnlein C., Caldeira M.C., Diemer M., Dimitrakopoulos P., Finn J. et al., 1999. Plant diversity and productivity experiments in European grasslands. Science 286, 1123; DOI: 10.1126/science.286.5442.1123 Hermy M., Mentens J. & Raes D., 2005. Groendaken, kroon op de stad. In: Hermy M., Schauvliege M. & Tijskens G. (red.), Groenbeheer, een verhaal met toekomst, p. 328-385. Velt vzw i.s.m. Afdeling Bos en Groen, Berchem. Hermy M., 2011. Collegenota’s Ecological Data Processing. KULeuven. Hill O.M., 1979. DECORANA. A Fortan program for detrended correspondence analysis and reciprocal averaging. Report: ecology and systematic, Cornell University, New York. Hungate H., Holland E., Jackson R., Chapin F., Mooney H. & Feeld C., 1997. The fate of carbon in grasslands under carbon dioxide enrichment experiments. Nature 388, p. 576-579 Köhler M., 2006. Long-term vegetation research on two extensive green roofs in Berlin. Urban habitats 1. http://www.urbanhabitats.org KöhlerM. & Poll, 2010. Long-term performance of selected old Berlin greenroofs in comparison to younger extensive greenroofs in Berlin. Ecological engeneering 36, p. 722-729 Kosareo L. & Ries R., 2007. Comparative environmental life cycle assessment of green roofs. Building and environment 42, p. 2606-2613. Kremen C., 2005. Managing ecosystem services: what do we need to know about their ecology? Ecology letters 8, p. 468-479 Krupka B., 1992. Dachbegrünung. Pflanzen- und Vegetationsanwendung an Bauwerken. Ulmer, Stuttgart, 508 p. Kuttler W., 1998. Stadtklimat. In: Sukopp H. & Wittig R. (eds), Stadtökologie. Ein Fachbuch für Studium und Praxis. Gustav Fischer, Stuttgart. p. 125-167 Lake P., Bond N. & Reich P., 2007. Linking ecological theory with stream restoration. Freshwater biology 82, p. 597-615 Lambinon J., De Langhe J.-E., Deslosalle L. & Duvigneaud J., 1998. Flora van België, het Groothertogdom Luxemburg, Noord-Frankrijk en de aangrenzende gebieden (Pteridofyten en Spermatofyten); Uitgave van de Nationale Plantentuin van België (Derde druk) Livingston E.H., Miller C. & Lohr M., 2004. Green roof design and implementation in Florida. In: Paper gepresenteerd op The Second Annual Greening Rooftops for Sustainable Communities Conference Lorenz K. & Lal R., 2009. Biogeochemical C and N cycles in urban soils. Environment international 35, p. 1-8 Lundholm J. T., MacIvor J. S., MacDougall Z. & Ranali M., 2010. Plant species and functional group combinations affect green roof ecosystem functions. PLoS ONE 5 (3): e9677. doi: 10.1371/journal.pone.0009677 regression against topographic variables, Journal of vegetation science 18, p. 751-754 81

N. Thyssen

Referentielijst

Machulla G., Blume H.-P. & Jahn R., 2001. Schätzung der mikrobiellen Biomasse von Böden aus anthropogenen und natürlichen Substraten – ein Beitrag zur Standortbewertung. Journal of plant nutrition and soil science 164, p. 547-554 MacIvor J. & Lundholm J., 2011. Performance evaluation of native plants suited to extensive green roof conditions in a maritime climate. Ecological engineering 37, p. 407-417 Magurran A., 2004. Measuring biological diversity. Willey-Blackwell, 256 p. Mentens, J., Goeminne, E., Verlaek, M., Hermy, M. & Raes, D., 2003a. Groendaken in Vlaanderen & Brussel: nichemarkt met potenties? Groencontact 5,p. 24-26 McCune B. & Keon D., 2002; Equations for potential annual direct incident radiation and heat load. Journal of vegetation science 13, p. 603-606 McCune B., 2007. Improved estimates of incident radiation and heat load using non-parametric regression against topographic variables, Journal of vegetation science 18, p. 751-754 Mentens J., Raes D. & Hermy M., 2003b. Greenroofs as a part of urban water management. Water resources management II, p. 35-43 Mentens J., Raes D. & Hermy M., 2005. Green roofs as a tool for solving the rainwater runoff problem in the urbanizet 21st centery? Landscape and urban planning 77, p. 217-226 Mestdagh I., Sleutel S., Lootens P., Van Cleemput O. & Carlier L., 2005. Soil organic carbon stocks in verges and urban areas of Flanders, Belgium. Grass and forage science 60, p. 151-156 Millennium Ecosystem Assessment, 2005. Ecosystems and human well-being: synthesis. Island Press, Washington, DC. Monterusso M.A., Rowe D.B. & Rugh C.L., 2005. Establishment and persistence of Sedum spp. and native taxa for green roof applications. HortScience 40, p. 391-396 Muñoz J., Felicìmo A., Cabezas F., Burgaz A. & Martinez I., 2004. Wind as a long-distance dispersal vehicle in the Southern hemisphere.Science 304, p. 1144-1147 Naeem S., Thompson L.J., Lawler S.P., Lawton J.H. & Woodfin R.M, 1994. Declining biodiversity can alter the performance of ecosystems. Nature 368, p. 113-118 Nagase A. en Dunnett N., 2010. Drought tolerance in different vegetation types for extensive green roofs: Effects of watering and diversity. Landscape and urban planning 97, p. 318-327 Nowak D., 1994. Atmospheric carbon dioxide reduction by Chicago’s urban forest. In: McPherson E., Nowak D. & Rowntree R. (eds.) Chicago’s urban forest ecosystem: results of the Chicago urban forest climate project. USDA Forest Service General Technical Report NE-186, Radnor, PA. p. 83-94 Nowak D., 2000. The interaction between urban forests and global climate change. In: Abdollahi K.K., Ning Z.H., Appeaning A. (eds.), Global climate change and the urban forest. GCRCC and Franklin Press, Baton rouge, LA., p. 31-44 Nowak D. & Crane D., 2002. Carbon storage and sequestration by urban trees in the USA. Environmental pollution 116, p. 381-389 Oberndorfer E., Lundholm J., Bass B., Coffman R.R., Doshi H., Dunnett N., Gaffin S., Köhler M., Liu K.K.Y. & Rowe B., 2007. Green roofs as urban ecosystems: Ecological structures, functions and services. Bioscience 57, p. 823-833) Ong B., 2003. Green plot ratio: an ecological measure for architecture and urban land planning. Landscape and urban planning 63, p. 197-211 Ottoy J.P. & Thas O., 2003. Cursus statistische dataverwerking, Faculteit bioingenieurswetenschappen (vakgroep toegepaste wiskunde, biometrie en procesregeling), Universiteit Gent, Gent Pouyat R., Yesilonis I. & Nowak D., 2006. Carbon storage by urban soils in the United States. Journal of environmental quality 35, p. 1566-1575 Qian Y., Follett R. & Kimble J., 2010. Soil organic carbon input from urban turfgrasses. Soil science society of America journal 74, p. 366-371 Roth-Kleyer, S., 2001. Vegetationstechnische Eigenschaften mineralischer Substratkomponenten zur Herstellung von Vegetationstrag- und Dränschichten für bodenferne Begrünungen. Dach+Grün 10, p. 4–11 (in Duits) 82

N. Thyssen

Referentielijst

Sahu R., s.d. . Technical assessment of the carbon sequestration potential of managed turfgrass in the United States. Research report. 20 p. Scurlock J. & Hall D., 1998. The global carbon sink: a grassland perspective. Global change biology 4, p. 229-233 Spehn, E.M., Joshi, J., Schmid, B., Diemer, M., Körner, C., 2000. Above-ground resource use increases with plant species richness in experimental grassland ecosystems. Functional Ecology, 14, p. 326-337 Stenning E., 2008. An assessment of the Seattle Green Factor: increasing and improving the quality of urban green infrastructure. Masterthesis, Universiteit van Washington, U.S. Sustainable Sites Initiatives, 2009. Guidelines and performance benchmarks. American Society of Landscape Architects, Lady Bird Johnson Wildflower Center (University of Texas, Austin), United States Botanic Garden, 231 p. Takebayashi H. en Moriyama M., 2007. Surface heat budget on green roof and high reflextion roof for mitigation of urban heat island. Building and environment 42, p. 2971-2979 Tavernier L., 1991. Begroende daken en daken in volle opmars. Groencontact 18, p. 39-46 Townsend-Small A. & Czimczik C, 2010. Correction to “Carbon sequestration and greenhouse gas emissions in urban turf”. Geophysical research letters 37, L06707/201GL042735 Vande Walle I., 2007. Carbon sequestration in short-rotation forestry plantations and in Belgian forest ecosystems. Ph.D. thesis, Ghent University, Ghent, 244 p. Van Renterghem T. & Botteldooren D., 2008. Numerical evaluation of sound propagating over green roofs. Department of Information Technology, Universiteit Gent, Sint-Pietersnieuwstraat 41, B9000 Gent, België Wessel W., Tietema A., Beier C., Emmett B., Peñuelas J. & Riis-Nielsen T., 2004. A qualitative ecosystem assessment for different shrublands in Western Europe under impact of climate change. Ecosystems 7, p. 662-671 Whitford V., Ennos A.r. & Handley J.F., 2001. “City form and natural process” – indicators for the ecological performance of urban areas and their application to Merseyside, UK. Landscape and urban planning 57, p. 91-103 Wolf D. & Lundholm J., 2008. Water uptake in green roof microcosms: effects of plant species and water availability. Ecological engineering 33, p. 179-186 Yang Y., Yu Q. & Gong P., 2008, Quantifying air pollution removal by green roofs in Chicago. Atmospheric environment 42, p. 7266-7273 Zar J.H., 1999. Biostatistical analysis. 4th ed. Prentice hall, Upper Saddle River. www.breeam.org, februari 2011 www.ecoflora.be/bloemenweiden_C_NL.html#C3, 27/12/2010, 27 december 2010 www.gentsklimaatverbond.be, februari 2011 www.ibec.or.jp/CASBEE/english/index.htm, februari 2011 www.idcide.com/weather/il/evanston.htm www.internationalplantnames.com, 12 februari 2011 www.maweb.org, maart 2011 www.mfe.govt.nz/issues/waste/landfills/cleanfill/ definitions.html, maart 2011 www.seattle.gov/dpd/Permits/GreenFactor/Overview/, december 2010 www.stadtentwicklung.berlin.de/umwelt/landschaftsplanung/bff/en/bff_berechnung.shtml, december 2010 www.tuinadvies.be/tuin_aanleggen_bloemenborder.htm, maart 2011 www.worldgbc.org, februari 2011

83

N. Thyssen

Appendices

Appendices Hoofdstuk 1 Variatie in vegetatie op extensieve groendaken en verklarende factoren 1.1 Informatie over de 19 onderzochte groendaken

84

Ligging

Oppervlakte (m²)

Expositie

Leeftijd (jaar)

Substraatdikte (cm)

Opmerkingen

Gem. # soorten/proefvlak

Gem. # spontane soorten/proefvlak

Appendices

Groendak

N. Thyssen

Gr

Roggestraat, 9000 Gent

333

volledig vrijstaand

4

8

Altijd zon; Vnl. Sedum-soorten

5,75

1,5

Gv

Voorhavenlaan, 9000 Gent

60

Oost

5

6

7,75

1,50

Gz

Groenebriel, 9000 Gent

500

Zuid-West

5

15

11,20

6,20

Gzbis

Groenebriel, 9000 Gent

500

Noord-Oost

5

15

13,33

9,00

LhA

Hundelgemse Steenweg, 9050 Ledeberg

368

Oost

3

8

A: zon, B: schaduw; voorjaar: bemesting met traagwerkende organische meststof; Vnl. Sedumsoorten A: zon, B: schaduw; Jaarlijkse maaiing om hoog onkruid te vermijden; Vnl. Sedum-soorten A: zon, B: schaduw; Jaarlijkse maaiing om hoog onkruid te vermijden; Vnl. Sedum-soorten Volledige dakopp. krijgt zelfde hoeveelheid zon; Vnl. Sedum-soorten

6,33

3,33

LhB

Hundelgemse Steenweg, 9050 Ledeberg Leebrugstraat, 9112 Sinaai Dennenstraat, 9100 SintNiklaas

108

West

3

8

6,33

180 110

Zuid volledig vrijstaand

2 3

3 6-7

Volledige dakopp. ligt in de schaduw; Vnl. Sedum- 9,00 soorten A: altijd zon, B: halve dag zon; Vnl. Sedum-soorten 3,17 A: zon, B: schaduw (grote naaldboom); Vnl. 5,60 Sedum-soorten; Veel dennennaalden op het dak

SNs

Weverstraat, 9100 SintNiklaas

24

Noord-West

2

10

A: opvallend lagere bedekkingsgraad, B: opvallend 6,17 hogere bedekkingsgraad, Vnl. Sedum-soorten

2,17

So WlA WlB Ws

Oude Heirweg, 9112 Sinaai Leeghelsing, 9230 Wetteren Leeghelsing, 9230 Wetteren Stationsplein, 9230 Wetteren

24 44,7 3,75 140

Zuid-West Zuid West volledig vrijstaand

5 2 2 4

5 4 4 7-9

Bijna uitsluitend S. album., zeer soortenarm Altijd zon; Vnl. Sedum-soorten Zo goed als geen zon; Vnl. Sedum-soorten Altijd zon; Vnl. Sedum-soorten

1,00 1,00 2,00 3,00

Sl SNd

2,67 3,67 5,00 6,33

0,83 1,2

85

N. Thyssen

Appendices

1.2 De decimale bedekkingsschaal van Londo (1975) DECIMALE SCHAAL Symbool Bedekking .1 <1% .2 1-3% .4 3-5% 1

5-15%

2 3 4 5

15-25% 25-35% 35-45% 45-55%

6 7 8 9 10

55-65% 65-75% 75-85% 85-95% 95-100%

Aanvulling . = r (raro) p (paupulum) a (amplius) m (multum) 1- = 0,7 1+ = 1,2

sporadisch weinig talrijk talrijk zeer talrijk bedekking 5-10% bedekking 10-15%

5- = bedekking 45-50% 5+ = bedekking 50-55% bedekking >5% aantal individuen willekeurig

1.3 Lijst van de voorkomende taxa Lijst van gevonden taxa (inclusief acrocarpe en pleurocarpe mossen) en bijhorende afkortingen en aantal proefvlakken waarin de soort werd waargenomen.

Wetenschappelijke naam Agrostis capillaris Allium oleraceum Allium schoenoprasum Allium sphaerocephalon Anthemis tinctoria Anthyllis vulneraria Arenaria serpyllifolia Bellis perennis Betula sp. Bromus sterilis Calamagrostis epigejos Calamintha nepeta Carex hirta Cerastium fontanum Chaenorrhinum minus Chenopodium album Cirsium sp. Cirsium vulgare

Afkorting Acromoss Agrocapi Allioler Allischo Allispha Anthtinc Anthvuln Arenserp Bellpere Betu sp. Bromster Calaepig Calanepe Carehirt Cerafont Chaeminu Chenalbu Cirs sp. Cirsvulg

Nederlandse naam Acrocarpe mossen gewoon struisgras moeslook bieslook kogellook gele kamille wondklaver gewone zandmuur madelief berk sp. ijle dravik duinriet kleinbloemige steentijm ruige zegge gewone hoornbloem kleine leeuwenbek melganzenvoet distel sp. speerdistel

# proefvlakken met deze soort 49 1 2 11 1 7 2 3 2 5 1 1 1 1 8 2 1 1 2 86

N. Thyssen Claytonia perfoliata Conyza canadensis Conyza sumatrensis Crepis capillaris Cynodon dactylon Dianthus armeria Dianthus carthusianorum Digitaria sp. Digitalis purpurea Dryopteris filix-mas Duchesnea indica Echinochloa crus-galli Epilobium parviflorum Epilobium tetragonum Erodium cicutarium Euphorbia cyparissias Festuca rubra Fragaria vesca Geranium molle Geranium robertianum Hedera helix Hieracium murorum Hieracium pilosella Holcus sp. Humulus lupulus Hypericum perforatum Hypochaeris radicata Juncus effusus Lactuca serriola Lamium album Linum austriacum Linum usitatissimum Lolium perenne Lonicera sp. Medicago lupulina Myosotis sp. Parthenocissus inserta Petrorhagia saxifraga Phleum bertolonii Poa pratensis Polygonum persicaria Potentilla neumanniana Prunus avium Pulsatilla vulgaris Sagina procumbens

Appendices Clayperf Conycana Conysuma Crepcapi Cynodact Dianarme Diancart Digi sp. Digipurp Dryofili Duchindi Echicrus Epilparv Epiltetr Erodcicu Euphcypa Festrubr Fragvesc Geramoll Gerarobe Hedeheli Hiermuro Hierpilo Holc sp. Humulupu Hypeperf Hyporadi Junceffe Lactserr Lamialbu Linuaust Linuusit Lolipere Loni sp. Medilupu Myosotis sp. Partinse Petrsaxi Phlebert Pleumoss Poaprat Polypers Poteneum Prunaviu Pulsvulg Sagiproc

witte winterpostelein Canadese fijnstraal hoge fijnstraal klein streepzaad handjesgras ruige anjer kartuizer anjer vingergras sp. vingerhoedskruid mannetjesvaren schijnaardbei hanenpoot viltige basterdwederik kantige bastaardwederik gewone reigersbek cypreswolfsmelk roodzwenkgras bosaardbei zachte ooievaarsbek robertskruid klimop muurhavikskruid muizenoor witbol sp. hop Sint-Janskruid gewoon biggenkruid pitrus kompassla witte dovenetel vlas Engels raaigras kamperfoelie sp. hopklaver vergeet-mij-nietje sp. valse wingerd kleine mantelanjer klein timoteegras Pleurocarpe mossen veldbeemdgras perzikkruid voorjaarsganzerik zoete kers wildemanskruid liggende vetmuur

1 2 1 2 1 4 5 1 2 1 2 1 6 9 3 4 3 9 1 4 1 3 1 4 2 1 13 1 1 1 3 1 1 1 4 1 1 2 1 23 5 1 1 1 1 3 87

N. Thyssen Salix daphnoides Sedum acre Sedum aisoon Sedum album Sedum forsterianum Sedum hispanicum Sedum kamtschaticum Sedum lydium Sedum reflexum Sedum sarmentosum Sedum sexangulare Sedum spurium Sedum telephium Sempervivum sp. Senecio inaequidens Senecio jacobaea Sherardia arvensis Silene nutans Silene vulgaris Sonchus arvensis Sonchus oleraceus Taraxacum sp. Teucrium chamaedrys Thymus citriodorus Thymus pulegioides Thymus serpyllum Thymus vulgaris Tragopogon dubius Tragopogon pratensis Trifolium arvense Trifolium dubium Tussilago farfara Verbascum thapsus Veronica arvensis Vulpia myuros

Appendices Salidaph Seduacre Seduaiso Sedualbu Sedufors Seduhisp Sedukamt Sedulydi Sedurefl Sedusarm Sedusexa Seduspur Sedutele Semp sp. Seneinae Senejaco Sherarve Silenuta Silevulg Soncarve Soncoler Tara sp. Teuccham Thymcitr Thympule Thymserp Thymvulg Tragdubi Tragprat Trifarve Trifdubi Tussfarf Verbthap Veroarve Vulpmyur Zaai

berijpte wilg muurpeper wit vetkruid sierlijk vetkruid Kamtschatka-vetkruid tripmadam driebladvetkruid zacht vetkruid roze vetkruid hemelsleutel huislook sp. bezemkruiskruid jakobskruiskruid blauw walstro nachtsilene blaassilene akkermelkdistel gewone melkdistel paardebloem sp. echte gamander citroentijm grote tijm wilde tijm echte tijm bleke morgenster gele morgenster hazepootje kleine klaver klein hoefblad koningskaars veldereprijs langbaardgras zaailingen

2 38 2 58 6 40 12 17 24 1 30 26 2 3 6 11 1 6 4 2 7 1 1 3 1 2 2 1 1 2 2 2 1 1 15 3

88

N. Thyssen

Appendices

1.4 Spearman rangcorrelaties tussen milieuvariabelen op dakniveau Spearman rangcorrelaties tussen gemeten en berekende variabelen op dakniveau. Voor afkortingen zie tabel 1.1; n=19; *** = P≤0,001; ** = 0,001≤P≤0,01; * = 0,01≤P≤0,05.

Aant Aan Aant Soorten Aant Spontaan Even ness Hdom Hgem Leeftijd ProcAan ProcAcro moss ProcKale Bodem ProcKruid ProcMos ProcPleur moss ProcTot Bedekking ProcSp (excl.mos) ProcSp (incl.mos) Substr Dikte

Aant Aant Soorten Spontaan Evenness Hdom 0.72*** 0.30 0.10 0.35 0.83**

Hgem 0.36

Leef tijd 0.01

0.15 0.59**

0.56*

0.31

0.07

0.05

-0.42

0.23

0.37

0.40

0.45

0.84***

0.63**

0.57*

0.80***

0.50

0.53* 0.51*

-0.09

0.15

-0.41

0.09

0.63**

0.64**

0.49*

0.910***

0.764***

0.54*

0.72***

-0.17 -0.03

-0.41

0.29

0.21

-0.38

0.14

-0.03

-0.11

0.06

0.17

0.16

0.63**

0.41

-0.43

-0.36

0.53*

0.02

0.21

0.37

0.57*

0.24

0.37

0.42

0.29 0.63**

-0.14

-0.70***

0.73***

0.31

0.41

0.76***

0.50*

0.48*

0.36

0.37

-0.09

0.69**

-0.44

-0.02

0.86***

0.523*

0.59**

0.42

0.76***

0.26

0.14

-0.18

-0.44

0.95***

-0.18

-0.11

0.53*

-0.09

-0.09

0.12

-0.16

-0.03

-0.24

0.63**

0.10

0.24

-0.02

0.40

-0.04

0.12

-0.55*

-0.52*

-0.59**

-0.91***

-0.35

-0.57*

-0.37

-0.21

0.02

0.61**

0.12

0.01

0.17

-0.04

0.77***

0.67**

0.42

0.87***

0.15

0.34

0.65**

0.50*

0.75***

0.12

0.39

0.36

0.68**

0.32

0.29

0.51* -0.08

0.84***

-0.01

Proc ProcAcro ProcKale ProcPleur ProcTot ProcSp ProcSp Substr Aan moss Bodem ProcKruid ProcMos moss Bedekking (excl.mos) (incl.mos) Dikte 0.29 0.07 -0.34 0.35 0.03 0.01 0.33 0.39 0.28 0.40

-0.10

0.63**

SW index 0.57*

0.56* 0.670** 0.39

0.58** 0.46*

89

N. Thyssen

Appendices

1.5 Spearman rangcorrelaties tussen de dakoppervlakte en de milievariabelen op dakniveau Voor afkortingen zie tabel 1.1; n=19 .

Dakoppervlakte -0,16 AantAan AantSoorten 0,07 AantSpontaan 0,20 Evenness 0,04 Hdom -0,10 Hgem -0,14 Leeftijd 0,43 ProcAan -0,30 ProcAcromoss 0,27 ProcKaleBodem 0,07 ProcKruid -0,30 ProcMos 0,24 ProcPleurmoss 0,06 ProcTotBedekking -0,01 ProcSp(excl.mos) 0,24 ProcSp(incl.mos) 0,11 SubstrDikte 0,42 Swindex 0,05

90

N. Thyssen

Appendices

Hoofdstuk 2 Ecosysteemdiensten en koolstofopslag in de stad 2.1 Lijst van ecosysteemdiensten volgens het Millenium Ecosystem Assessment (2005) Cultural Services Cultural diversity Spiritual and religious values Knowledge systems Educational values Inspiration Aesthetic values Social relations Sense of place Cultural heritage values Recreation and ecotourism Regulating Services Air quality regulation Climate regulation: global Climate regulation: regional and local Water regulation Erosion regulation Water purification and waste treatment Desease regulation Pest regulation Pollination Natural hazard regulation

Provisioning Services Food: crops Food: livestock Food: capture fisheries Food: aquaculture Food: wild plant and animal products Fiber: timber Fiber: cotton, hemp, silk Fiber: wood fuel Genetic resources Biochemicals, natural medicines and pharmaceuticals Ornamental resources Fresh water Supporting Services Soil formation Photosynthesis Primary production Nutrient cycling Water cycling

2.2 Lijst van de 23 ecosysteemfuncties volgens de Groot et al. (2002) Regulation functions Gas regulation Climate regulation Disturbance prevention Water regulation Water supply Soil retention Soil formation Nutrient cycling Waste treatment Pollination Biological control

Production functions Food Raw materials Feneric resources Medicinal resources Ornamental resources Information functions Aesthetic information Recreation and (eco)tourism Cultural and artitic inspiration Spiritual and historic information Scientific and educational information

Habitat functions Refugioum function Nursery function

91

N. Thyssen

Appendices

Hoofdstuk 3 ECO: Efficiënte koolstofoppervlakte, waarderingsschaal voor koolstofopslag in de stad 3.1 De ‘guiding principles’ voor duurzame percelen volgens de Sustainable Sites Initiativese (2009)

92

N. Thyssen

Appendices

3.2 Biotopflächenfaktor (Berlijn, Duitsland): waardering (sinds 1997)

93

N. Thyssen

Appendices

3.3 Green space factor (Malmö, Zweden): waardering (sinds 2001) (Hermy (persoonlijke mededeling, 2011)

94

N. Thyssen

Appendices

3.4 Seattle Green Factor (Seattle, V.S.): waardering/invulapplicatie (sinds 2006)

95

N. Thyssen

Appendices

3.5 Printscreen van de indeling van het referentieperceel met maximale ECO-score (figuur 3.2.e)

96

Vegetatievariatie op extensieve groendaken. Efficiëntie van koolstofopslag in de stad

Recommend Documents