Biologische statusbepaling van Vlaamse polderwaterlopen: deelluik fytobenthos & macro-invertebraten

Transcriptie

1 Onderzoeksgroep Ecosysteembeheer Universiteitsplein 1c 2160 Wilrijk Biologische statusbepaling van Vlaamse polderwaterlopen: deelluik fytobenthos & macro-invertebraten Eindverslag studieopdracht VMM-ARW-KRW-POL/ OL Rapport ECOBE 016-R195, April 2016 Martijn Van Roie, Bart Van De Vijver, Piet Verdonschot, Stefan Van Damme, Patrick Meire 1

2 Auteurs: Martijn Van Roie, Bart Van De Vijver, Piet Verdonschot, Stefan Van Damme, Patrick Meire Universiteit Antwerpen, Universiteit Wageningen Universiteit Antwerpen Vestiging: UA, Campus Drie Eiken Universiteitsplein 1, 2610 Wilrijk Wijze van citeren: Van Roie M., Van De Vijver B., Verdonschot P., Van Damme S., Meire P. (2016) Biologische statusbepaling van Vlaamse polderwaterlopen: deelluik fytobenthos & macro-invertebraten. Rapport ECOBE 016-R195, Universiteit Antwerpen, Antwerpen, 110 p. Foto cover: Herwig Verwaest Dit onderzoek werd uitgevoerd in opdracht van: VMM, A. Van De Maelestraat 96, 9320 Erembodegem, VMM-ARW-KRW-POL 2016, Universiteit Antwerpen 2

3 3

4 4

5 Biologische statusbepaling van Vlaamse polderwaterlopen: deelluik fytobenthos & macro-invertebraten Eindverslag studieopdracht VMM-ARW-KRW-POL/ OL Rapport ECOBE 016-R195, April 2016 Martijn Van Roie, Bart Van De Vijver, Piet Verdonschot, Stefan Van Damme, Patrick Meire 5

6 6

7 Afkortingen: ANOSIM = Analysis of Similarity BBI = Belgische Biotische Index Bg = Grote Beek BKE = Biologisch Kwaliteitselement BZV = Biochemisch Zuurstofverbruik CCA = Canonical Correspondence Analysis CZV = Chemisch Zuurstofverbruik DIN = Dissolved Inorganic Nitrogen EGV = Elektrisch Geleidingsvermogen EKR = Ecologische Kwaliteitsratio EPT = Ephemeroptera/Plecoptera/Trichoptera GEP = Goed Ecologisch Potentieel GET = Goede Ecologische Toestand IAD = Impact Associated Diatoms ISD = Impact Sensitive Diatoms KRW = Kaderrichtlijn Water KWL = Kunstmatig Waterlichaam M01b = Brakke sloot (Nederlands watertype) M30 = Zwak brakke wateren (Nederlands watertype) M31 = Brakke tot zoute wateren (Nederlands watertype) MEP = Maximaal Ecologisch Potentieel MMIF = Multimetric Macro-Invertebrate Index Flanders MTS = Mean Tolerance Score nmds = non-metric Multi Dimensional Scaling NST = Number of Sensitive Taxa NWL = Natuurlijk Waterlichaam Pb = Brakke Polderwaterloop PCA = Principaal Component Analyse PISIAD = Procentuele abundantie Impact Sensitieve en Impact Geassiocieerde Diatomeeën RDA = Redundancy Analysis Rk = Kleine Rivier SBZ = Speciale Beschermingszone SVWL = Sterk Veranderd Waterlichaam SWD = Shannon Wiener Diversity TS = Tolerantiescore VMM = Vlaamse Milieumaatschappij ZIW = Zoutindicatiewaarde ZS = Zwevende Stof Leden stuurgroep: Wim Gabriels (VMM) Ward De Cooman (VMM) Sandra De Smedt (VMM) Saskia Lammens (VMM) Gaby Verhaegen (VMM) Joost Mertens (VMM) Bart Vervaeke (VMM) Martin Verdievel (VMM) Frank Lavens (VMM) Peter Goethals (Univeristeit Gent) Pieter Boets (Procincie Oost-Vlaanderen) 7

8 8

9 Inhoudstafel 1. Inleiding Doelstellingen van de Europese Kaderrichtlijn Water Het opstellen van GET, MEP en GEP Biologische kwaliteitselementen en het ontwikkelen van biotische indices Algemeen kader Vlaamse index voor fytobenthos De multimetrische macro-invertebraten index Vlaanderen (MMIF) Het ontwikkelen en valideren van multimetrische indexen voor aquatische surveys Opzet van de studie Fysicochemie van polderwaterlopen Brak karakter van polderwaterlopen Patronen van organische belasting Organische belasting in zoete polderwaterlopen (Pz) Organische belasting in brakke polderwaterlopen (Pb) Patronen in beschikbaarheid van nutriënten Nutriënten in zoete polderwaterlopen Nutriënten in brakke polderwaterlopen Conclusie fysicochemie Referentiecondities Het opstellen van referentiecondities voor polderwaterlopen Referentiewaarden fysicochemie voor brakke en zoete systemen Bijwerken van de lijst van IAD en ISD taxa en het uitwerken van een passende beoordeling voor fytobenthos voor Polderwaterlopen Situering Beschrijving van diatomeeën-gemeenschappen in polder-waterlopen en het indicatief karakter van individuele soorten Beschrijving gemeenschappen van brakke polderwaterlopen Beschrijving gemeenschappen van zoete polderwaterlopen Validatie van de typologie aan de hand van diatomeeëngemeenschappen en de invloed van het substraat Respons van fytobenthosgemeenschappen op fysicochemische variabelen Vergelijking met gelijkaardige Vlaamse en Nederlandse types Evaluatie van de PISIAD-index van de types Rk en Bg als mogelijk templaat voor het type P Uitwerken van de PISIAD-index voor polderwaterlopen aan de hand van de voorlopige lijst en aan de hand van de types Bg en Rk

10 4.8 Evaluatie van het Nederlandse systeem voor fytobenthos van brakke wateren en toepassingsmogelijkheden binnen Pb Evalueren en bijstellen van de Multimetrische Macro-invertebraat Index Vlaanderen (MMIF) voor zoete en brakke polderwaterlopen Validatie van de subtypologie Pz en Pb aan de hand van macro-invertebraatgemeenschappen Respons van macro-invertebraatgemeenschappen van polderwaterlopen op fysicochemie testen van de performantie van de huidige MMIF voor Pb en Pz Relatie van de huidige MMIF ten opzichte van fysicochemische variabelen bij onderverdeling aan de hand van chlorideconcentraties Afleiden van klassegrenzen van de huidige MMIF voor de zoete punten van type P Testen van alternatieve deelindices voor Pz en Pb en met additie van referentietype M Conclusie en aanbevelingen Typologie van polderwaterlopen Conclusie fytobenthos Conclusie MMIF Referenties Bijlage 1: Referentiecondities Polderwaterlopen Bijlage 2: Abundantietabellen diatomeeën per type Bijlage 3: Voorstel tot aanvulling van indicatortaxa voor de types Pz en Pb Bijlage 4: Soortkenmerkendheid van diatomeeën voor brakke watertypes (overgenomen uit Gotjé et al. (2002) Bijlage 6) Bijlage 5: Zoutindicatiewaarden van diatomeeën (overgenomen uit Gotjé et al. (2002) Bijlage 2)

11 Samenvatting In deze studie werd de performantie van de huidige indexen voor macro-invertebraten (de Multimetrische Macro-Invertebraat Index Vlaanderen MMIF) en fytobenthos (Procentuele Abundantie van Impact Sensitieve en Impact Geassiocieerde Diatomeeën PISIAD) geëvalueerd voor het Vlaamse watertype polderwaterlopen (P) met opsplitsing in zoete (Pz) en brakke (Pb) polderwaterlopen. Eveneens werd de fysicochemie van zoete en brakke polderwaterlopen met elkaar vergeleken. Op basis van chlorideconcentraties werd vastgesteld dat enkele waterlichamen die aangeduid staan als type Pb zouden moeten behoren tot het type Pz. Hiervoor werd een voorstel tot wijziging geformuleerd. De rest van de fysicochemische variabelen waren sterk vergelijkbaar. De PISIAD-index bleek onvoldoende te presteren voor beide types. Hierdoor werd geëxploreerd of de PISIAD-index gebaseerd op de klasse indeling van het type grote beek (Bg) een verbetering zou geven. De gemeenschappen van zoete polderwaterlopen bleken immers zeer gelijkend te zijn met deze van grote beek (Bg) en kleine rivier (Rk). Ondanks de tot nu toe slechte respons van de PISIAD-index gebaseerd op de klasse-indeling van grote beek, wordt toch aangeraden om voor het type zoete polderwaterloop (Pz) de indexberekening van het type Bg over te nemen. Voor een zinnige verandering in klasseindeling (de grenspercentages van IA en IS taxa) werd namelijk geen bewijs gevonden. Voor het type brakke polderwaterloop werd er tot op heden geen goed alternatief gevonden. Het werd duidelijk dat de MMIF voor de zoete(re) punten een associatie heeft met de waterkwaliteit. Deze associatie was wel lager dan voor de andere types, mogelijk door het gebrek aan een niet-eutrofe polderwaterloop om de vergelijking te leggen. In dit opzicht werd er aangeraden om de MMIF met zijn huidige klassegrenzen te blijven gebruiken voor zoete lopen, maar hierbij dient men goed te nuanceren dat het kwaliteitselement op zich een zwakkere afspiegeling is van de fysicochemische kwaliteit binnen de huidige kwaliteitsgradiënt. Voor brakke lopen vertoonde de MMIF geen zinvolle correlatie met de fysisch-chemische karakteristieken, maar eveneens werden er geen goede vervangindexen gevonden. Dit is vermoedelijk te wijten aan de sterke dominantie van chloride als drijver van de gemeenschappen enerzijds, en anderzijds aan een lage respons van de fauna op eutrofiëring. Er werd aangeraden om meer onderzoek te doen naar soortgemeenschappen in plaats van familie- en genus-gemeenschappen in brakke polderlopen. Vooral het effect van zoutfluctuatie dient hierin te worden meegenomen. 11

12 Dankwoord De bevindingen van dit werk konden slechts tot stad komen door de onbaatzuchtige bijdrage van een aantal mensen. Naast de opdrachtgever, de leden van de stuurgroep en de teams van de partners willen we bijzondere dank brengen aan volgende personen: Ralf Verdonschot (Wageningen UR) zorgde voor het beschikbaar maken van de Nederlandse data van diatomeeën en macro-invertebraten uit brakke watertypes. Luc Denys (INBO) gaf waardevolle input over het luik fytobenthos en leverde enkele rapporten aan. Tom Van den Neucker, Tim Van den Broeck en Kristine De Schamphelaere (UA) verzorgden assistentie bij het inzamelen van fytobenthosstalen. Tom Maris hielp mee met diverse operaties in de gegevensdatabank. 12

13 1. Inleiding 1.1 Doelstellingen van de Europese Kaderrichtlijn Water De Europese Kaderrichtlijn Water (voluit: de Richtlijn 2000/60/EG van 23 oktober 2000 van het Europees Parlement en de Raad tot vaststelling van een kader voor communautaire maatregelen betreffende het waterbeleid) trad in werking op 22 december Deze richtlijn, die bindend is voor alle Europese lidstaten, stelt dat alle oppervlaktewateren en grondwateren een goede toestand moeten behalen tegen Verder verbiedt de richtlijn het verder achteruitgaan van deze kwaliteit, wat we verstaan onder het stand still beginsel (Gabriels et al., 2010). Samen met de overstromingsrichtlijn van 23 oktober 2007 is de KRW geïntegreerd in het Decreet Integraal Waterbeleid van 18 juli 2003 dat het juridisch kader vormt voor het waterbeleid in Vlaanderen. Voor oppervlaktewateren (rivieren, meren, overgangswateren en kustwater) geldt specifiek dat er een goede ecologische en chemische toestand moet bereikt worden. Om de doelen hiervoor te bepalen wordt er standaard volgende werkwijze toegepast: 1. Karakteriseren van de waterlichamen 2. Inventarisatie van de historische en huidige ingrepen 3. Toekennen van de status 4. Afleiden van GET of MEP/GEP en vaststellen van de normen De karakteristie van de Vlaamse waterlichamen werd uitgevoerd in 2002 waarbij de rivieren, meren, kustwateren en overgangswateren werden ingedeeld in types op basis van bestaande typologieën en expert judgement (Jochems et al., 2002) waarvan een deel reeds werd aangepast in 2005 voor 4 types (Leyssen et al., 2006). Op basis van de historiek en het recent gebruik van de waterlichamen wordt er conform de KRW een onderscheid gemaakt tussen natuurlijke waterlichamen (NWL) enerzijds en sterk veranderde (SVWL) en kunstmatige (KWL) waterlichamen anderzijds. Sterk veranderde waterlichamen zijn natuurlijke waterlichamen die een sterke wijziging hebben gekend door de mens die onherstelbaar is of waarbij herstel schadelijk zou zijn voor de socio-economie of het milieu. Kunstmatige waterlichamen zijn waterlichamen die gecreëerd zijn door de mens waar voorheen nog geen natuurlijk waterlichaam aanwezig was. Zowel SWVL en KWL hebben bepaalde maatschappelijke functies zoals transport, wateropslag, waterafvoer en recreatie die behouden dienen te worden (Van Damme et al., 2014). Voor NWL moet daarop als doelstelling een goede ecologische toestand (GET) bepaald worden. Voor SVWL en KWL moet deze doelstelling worden aangepast teneinde de nutsdoelen toe te laten, wat leidt tot het maximaal ecologisch potentieel (MEP) en het goed ecologisch potentieel (GEP). 13

14 1.2 Het opstellen van GET, MEP en GEP Voor natuurlijke waterlichamen wordt de status van het meest vergelijkbare onverstoorde type als referentie gekozen, hetgeen resulteert in de goede ecologische toestand (GET) als doelstelling. Het GET laat een lichte afwijking toe ten opzichte van de toestand van het onverstoorde referentiesysteem. Voor sterk veranderde en kunstmatige waterlichamen kan deze perfecte ecologische toestand zelden of nooit bereikt worden. De kwaliteitsniveau s worden hiervoor aangepast om de nutsdoelen van de waterlichamen toch toe te laten. De niveau s die hier gehanteerd worden worden kunstmatig opgesteld en noemen we het maximaal ecologisch potentieel (MEP) en het goed ecologisch potentieel (GEP). Een eerste stap bij het opstellen van MEP en GEP is doorgaans de inventarisatie van mitigerende maatregelen (Rijkswaterstaat, 2005). Mitigerende maatregelen zijn maatregelen die de ingreep op waterlichamen niet volledig herstellen, maar de negatieve effecten ervan verzachten. Niet zinvolle of onuitvoerbare maatregelen mogen hierbij genegeerd worden. Enkele voorbeelden van mitigerende maatregelen zijn peilbeheersing, kanalisatie en oeverinrichting (Altenburg et al., 2005). Deze maatregelen mogen daarbij wel geen negatieve effecten hebben op de socio-economie (de nuttige doelen van het waterlichaam) en het milieu. De tweede stap bij het opstellen van MEP en GEP is het afleiden van de MEPhydromorfologie (Rijkswaterstaat, 2005). Hier worden doorgaans twee gangbare methoden onderscheiden. De eerste methode gaat uit van de natuurlijke referentie en brengt de (positieve) mitigerende maatregelen en de (negatieve) effecten van de hydromorfologie in rekening om zo tot het MEP te komen. Deze methode stapelt wel onzekerheden op. De tweede, meer pragmatische methode gaat uit van de huidige toestand van het waterlichaam en vermeerdert deze met alle relevante mitigerende maatregelen. Deze tweede methode gaat uit van minder assumpties en heeft zo een lagere graad van onzekerheid, maar hierbij moeten wel de invloeden van andere waterlichamen in rekening worden gebracht (Rijkswaterstaat, 2005; Van Looy et al., 2008). De derde stap bestaat uit het afleiden van de MEP-fysicochemie en de MEP-biologie. De MEP-fysicochemie is vaak hetzelfde als die van het corresponderende NWL, wel rekening houdend met eventuele condities die door hydromorfologische ingrepen onomkeerbaar zijn. Verder moet het waterlichaam conform de KRW worden getoetst aan zogenaamde biologische kwaliteitselementen (BKE). Om een referentiestatus voor deze BKE te bekomen wordt samen met de MEP-hydromorfologie en de MEP-fysiochemie ook de MEP-biologie afgeleid. Het is hierbij eveneens belangrijk dat de doelstellingen wel verhoogd kunnen worden als het waterlichaam zich in een speciale beschermingszone (SBZ) (Denys et al., 2014). Een speciale beschermingszone is een gebied dat door een EU-lidstaat werd aangewezen als beschermd voor bepaalde habitats en/of soorten ter uitvoering van de Europese Vogel- of Habitatrichtlijn. 14

15 De laatste stap in het proces is de afleiding van de GEP-biologie en de ondersteunende GEPhydromorfologie en GEP-fysicochemie (Rijkswaterstaat, 2005). Het GEP vormt hierbij de eigenlijke maatlat en mag volgens de KRW gering afwijken van het MEP. Hierbij kan worden gekozen om het MEP te verlagen of om vanuit de huidige toestand alle mogelijke positieve maatregelen in rekening te brengen, uitgezonderd de maatregelen met een klein effect op de ecologische toestand (Rijkswaterstaat, 2005). In beide gevallen is het noodzakelijk om de bekomen GEP-biologie te valideren met bestaande data en expert judgement. Tot slot moet de GEP-hydromorfologie en de GEP-fysicochemie in die mate worden bepaald dat ze toereikend en ondersteunend zijn aan de GEP-biologie. 15

16 1.3 Biologische kwaliteitselementen en het ontwikkelen van biotische indices Algemeen kader Zowel GET en GEP vormen de uiteindelijke doelstelling voor hun corresponderende waterlichamen. Deze waterlichamen moeten conform de KRW hierop worden getoetst door de monitoring van zogenaamde biologische kwaliteitselementen (BKE) (Birk et al., 2012; Gabriels et al., 2010; Leyssen et al., 2006). Het gebruik van biologische indicatoren is aangeraden omdat ze indicaties zijn van cumulatieve effecten van meerdere stressoren, zowel op korte als op lange termijn (Allan et al., 2006). Welke BKE en welke parameters moeten worden gemonitord is afhankelijk van de categorie van het waterlichaam (rivieren, meren, kustwateren en overgangswateren) en worden voorgeschreven in de KRW. Voor elk van deze BKE moet iedere lidstaat een typespecifiek beoordelingssysteem opstellen, waarbij doorgaans wordt gekozen voor een multimetrische benadering (Birk et al., 2012; Buss et al., 2015). Multimetrische beoordelingsmethoden hebben als belangrijk voordeel dat ze in sterke mate flexibel zijn en dus relatief eenvoudig kunnen worden aangepast aan specifieke systemen door metrices te verwijderen of toe te voegen indien nodig (Buss et al., 2015; Stoddard et al., 2008). Vervolgens worden de bekomen indexscores vergeleken met de referentietoestanden (GET en MEP/GEP) aan de hand van de ecologische kwaliteitsratio (EKR). De EKR is een weergave van de verhouding van de huidige toestand van het waterlichaam ten opzichte van de referentietoestand die het waterlichaam zijn uiteindelijke score en klasse (slecht, ontoereikend, matig, goed of zeer goed) voor het BKE toekent. Tot slot is de totale EKRscore van het waterlichaam gelijk aan de laagst bekomen EKR-score van alle kwaliteitselementen (het one out, all out principe). Een overzicht van de in Vlaanderen gebruikte BKE, hun vereiste parameters en gebruikte deelvariabelen en de methoden is opgelijst in Tabel 1 (naar Gabriels et al. 2010). De Vlaamse indexen voor diatomeeën (PISIAD) en macro-invertebraten (MMIF) waren tot op heden nog niet aangepast voor brakke waterlopen en worden in dit project nader besproken. 16

17 Tabel 1: biologische kwaliteitselementen die conform de kaderrichtlijn water (KRW) moeten worden bemonsterd. De vereiste parameters door de KRW, de Vlaamse methodiek en de gebruikte deelvariabelen in de indices zijn gegeven in kolom 2 tem. 3 Kwaliteitselement Vereiste Methode Vlaanderen Gebruikte deelvariabelen parameters KRW Fytoplankton Samenstelling Van Wichelen et al. (2005) Biomassa Abundantie Soortensamenstelling Biomassa Biomassa Macrofyten Samenstelling MAFWAT (rivieren) en Typespecificiteit Abundantie MAFST (meren); Verstoring Schneiders et al. (2004), Groeivormen Leyssen et al. (2005) Vegetatieontwikkeling Fytobenthos Samenstelling PISIAD; Procentuele abundantie van Abundantie Hendrickx & Denys (2005) impact-sensitieve diatomeeën Procentuele abundantie van impactgeassocieerde diatomeeën Macroinvertebraten Samenstelling MMIF; Totaal aantal taxa Abundantie Gabriels et al. (2004, 2007) Aantal EPT taxa Aantal andere gevoelige taxa Shannon-Wiener index Gemiddelde tolerantiescore Visfauna Samenstelling IBI; Totaal aantal soorten, Abundantie Belpaire et al. (2000), Gemiddelde Tolerantiewaarde, Leeftijdsopbouw Breine et al. (2004) Typesoorten, Biomassa, Gewichtspercentage exoten, Natuurlijke rekrutering,... (variabel per type) 17

18 1.3.2 Vlaamse index voor fytobenthos De index voor fytobenthos die in Vlaanderen wordt gebruikt is de PISIAD-index van Hendrix and Denys (2005). PISIAD staat voor Procentuele abundantie van impact-sensitieve en impact-geassocieerde diatomeeën en test de waterkwaliteit door middel van de tolerantie van soorten voor vervuiling en hun geassocieerde procentuele abundanties. Indien de abundantie van impact geassocieerde diatomeeën (IAD) groter is dan de grenswaarde tussen goed en matig wordt deze berekend met volgende formule: Indien de abundantie van impact geassocieerde diatomeeën (IAD) kleiner is dan de grenswaarde tussen goed en matig wordt deze berekend met volgende formule: Hierbij zijn de variabelen het volgende (uit Hendrix and Denys (2005)). Het al dan niet toekennen van IAD of ISD status aan een soort is hierbij afhankelijk van de relatie met voornamelijk fysicochemische variabelen. Soorten die een sterke negatieve relatie vertonen met verstoring worden hierbij aangeduid als IAD, soorten die hiermee een sterke positieve relatie vertonen worden aangeduid aan ISD. Het toekennen van deze status berust bij voorkeur eveneens op experten-oordeel. 18

19 1.3.3 De multimetrische macro-invertebraten index Vlaanderen (MMIF) In het verleden was de Belgische Biotische Index (BBI) de standaard methode om de kwaliteit van waterlopen te onderzoeken op basis van de aanwezigheid van aquatische macro-invertebraten (De Pauw & Vanhooren, 1983). De BBI voldeed echter niet aan de vereisten van de KRW. De reden hiervoor ligt in het feit dat de BBI werd ontwikkeld om de kwaliteit van rivieren en kleine waterlopen (stromend water) te beoordelen en daardoor in principe dus niet geschikt is om de ecologische kwaliteit van stilstaande wateren (meren en plassen) te onderzoeken. In het kader van KRW werd de BBI als beoordelingssysteem aangepast en verder uitgewerkt, hetgeen aanleiding gaf tot de Multimetrische Macroinvertebraten Index Vlaanderen (MMIF; (Gabriels et al., 2010)). Voor het nemen van de stalen wordt een standaard handnet met een maaswijdte van 500 µm gebruikt (De Pauw & Vanhooren, 1983). In alle waterlichamen wordt een strook water van m bemonsterd gedurende 3 minuten (voor waterlopen die minder dan 2 m breed zijn) of 5 minuten (voor grotere rivieren of meren). Ook verschillende subhabitats worden bemonsterd, waarvan de tijd proportioneel is met de relatieve oppervlakte van dat subhabitat. Subhabitats omvatten bodem (stenen, zand en modder), macrofyten (drijvende, ondergedoken en emergente), wortels van overhangende bomen en alle andere natuurlijke of artificiële substraten die drijven of ondergedoken zijn. In het veld worden de stalen gefixeerd met ethanol (70%). Later worden de stalen in het labo gezeefd (500 µm) zodat alle organismen kunnen worden uitgesorteerd en gedetermineerd tot het vereiste taxonomische niveau. Het taxonomisch niveau waarop de organismen moeten worden gedetermineerd volgt grotendeels nog de methode van De Pauw and Vanhooren (1983). Voor de berekening van de MMIF worden eerst vijf deelparameters berekend. Deze parameters zijn het totaal aantal taxa, het aantal EPT taxa (Ephemeroptera, Trichoptera en Plecoptera), het aantal andere gevoelige taxa (met een tolerantiescore groter of gelijk aan 6), de Shannon-Wiener diversiteitsindex en de gemiddelde tolerantiescore. De bekomen waarden worden onderverdeeld in scores die variëren van 0 tot 4 waarvan de grenzen afhankelijk zijn van het watertype. De uiteindelijke MMIF-score wordt berekend als de som van deze 5 scores gedeeld door 20, hetgeen resulteert in een indexwaarde die ligt tussen 0 (zeer slecht) en 1 (zeer goed). De kwaliteitsklasse van het waterlichaam wordt finaal afgetoetst aan de EKR-waarden. 19

20 1.3.4 Het ontwikkelen en valideren van multimetrische indexen voor aquatische surveys De laatste tijd worden vaak multimetrische indexen gebruikt (bestaande uit meerdere deelparameters) in waterkwaliteitsonderzoek, die als belangrijk voordeel hebben dat ze in sterke mate flexibel zijn en dus relatief eenvoudig kunnen worden aangepast aan specifieke systemen door metrices te verwijderen of toe te voegen indien nodig. De MMIF is daar een voorbeeld van. Eén van de mogelijke benaderingen, die van Stoddard et al. (2008), wordt hier besproken. Vergaren en voorbereiden van data Hughes and Peck (2008) beschouwen vier primaire beperkingen en drie secundaire beperkingen welke het design van de staalname gaan beïnvloeden en bepalen. De vier primaire beperkingen situeren zich op het hoger niveau van management en timing, namelijk funding, tijd, doelstellingen en institutionele beperkingen (de kwaliteiten en mogelijkheden van de onderzoeksinstituten). De secundaire beperkingen situeren zich op het niveau van uitvoering, namelijk de implementatie van het design, logistiek en de gebruikte bio-indicatoren. De KRW voorziet hiervoor vooral richtlijnen op het vlak van de primaire beperkingen, waar de lidstaten de praktische uitvoering, de secundaire beperkingen, voor hun rekening nemen. In het geval van de implementatie van de KRW in Vlaanderen liggen de methoden van staalname en hun timing al vast, welke worden uitgevoerd door de Vlaamse Milieumaatschappij. Een moeilijk punt in het verwerken van de data is het omgaan met taxonomische informatie. Een conventie die moet worden bepaald is welke taxonomische resolutie (= tot op welk taxonomisch niveau men zal werken) er wordt aangehouden (Hughes & Peck, 2008; Schmidt-Kloiber & Nijboer). De beslissing over het taxonomisch niveau is hierbij contextueel en afhankelijk van onder andere de verschillen tussen de samplesites die gedetecteerd willen worden (Lenat & Resh, 2001). Een probleem kan zich echter stellen bij het combineren van datasets waarbij de taxa niet tot op hetzelfde niveau zijn gedetermineerd (Waite et al., 2004) waarbij de mogelijkheid bestaat dat er zogenaamde dubbelzinnige taxa (Cuffney et al., 2007) worden gevormd waarbij bijvoorbeeld zowel het genus als een soort in een dataset voorkomen. Een laatste punt waarbij moet worden stilgestaan bij het vormen van een methodiek is het includeren van zeldzame soorten (Poos & Jackson, 2012). Definiëren van stressoren en het selecteren van metrices De volgende stap in het opstellen van een multimetrische index is het identificeren van de verschillende stressoren op het systeem (Stoddard et al., 2008). Hierbij moet het onderscheid worden gemaakt tussen antropogene stressorgradiënten (zoals omgevormde hydromorfologie en vervuiling) en natuurlijke gradiënten (zoals schaduw en ph, Verdonschot et al. (2012)). Voor het ontwikkelen van een multimetrische index om de mate van verstoring ten opzichte van een natuurlijk systeem na te gaan moet dus worden gekozen om deze natuurlijke actoren te laten vallen in de analyse (Verdonschot et al., 2012). 20

21 Vervolgens worden metrices geselecteerd die een range hebben van >5 in het geval van tellingen en >10% in het geval van percentages. Voor diversiteitsindices zoals Shannon- Wiener wordt deze parameter niet strikt gevolgd. Metrices met meer dan 1/3 nulwaarden overheen de testdata worden eveneens geëxcludeerd. Een laatste test behoort tot het testen van de correlatie van de stressoren (fysicochemische en/of hydromorfologische waarden) met de overgebleven metrices. Metrices met significante correlatie worden behouden, en van redundante metrices (intercorrelatie > 0,7) wordt de best presterende behouden. Tot slot worden de individuele kandidaat-metrices iteratief gebundeld in multimetrische indexen, en wordt nagegaan welke van deze verschillende MMI s het beste de waterkwaliteit kan voorspellen. 1.4 Opzet van de studie Het doel van deze studie is het evalueren en zo nodig aanpassen van de multimetrische macro-invertebraat index Vlaanderen (MMIF) en de PISIAD-index (procentuele abundantie van impact sensitieve en impact-geassocieerde diatomeeën) voor het Vlaamse watertype polderwaterloop. De subtypes zoete polderwaterloop (Pz) en brakke polderwaterloop (Pb) zullen apart beschouwd worden. De fysicochemische waterkwaliteit wordt in een eerste hoofdstuk geëvalueerd, waarna deze wordt vergeleken met referentiekaders voor zoete en brakke (polder)waterlichamen uit Nederland. Vervolgens wordt de performantie van de PISIAD-index en de MMIF geëvalueerd, en wordt nagegaan op welke vlakken deze verbeterd kunnen worden. 21

22 22

23 2. Fysicochemie van polderwaterlopen 2.1 Brak karakter van polderwaterlopen In de literatuur wordt een onderscheid gemaakt tussen zoete en brakke systemen aan de hand van chlorideconcentraties (mg/l), geleidbaarheid (µs/cm) en saliniteit (m zout). In de stroomgebiedsbeheerplannen wordt de grens klassiek op < 0,5 m gelegd. Geleidbaarheid en saliniteit zijn echter ook sterk afhankelijk van andere macro-ionen dan chloride. Bij (vaak zwak) brakke systemen zoals polderwaterlopen, waar overigens ook andere ionen zoals nitraat en fosfaat een grote rol spelen, is het wijselijk om enkel chlorideconcentraties in beschouwing te nemen bij het bepalen van het brakke karakter. Het classificatiesysteem volgens chlorideconcentraties is te vinden in het Venice System van het Symposium of Classification of Brackish Waters in Venetië in (Gotjé et al., 2002) beschouwt hierop een verfijnde classificatie voor brakke binnenwateren in Nederland aan de hand van het voorkomen van macrofaunagemeenschappen, die een verdere opdeling maakt van oligohalien in zeer licht brak en licht brak (Tabel 2). Bij chlorideconcentraties van minder dan 300 mg chloride per liter komen in theorie geen brakwaterorganismen meer voor. Dit vormt dus een ecologische grens tussen zoete en brakke systemen (van Beers & Verdonschot, 2000). Wel kunnen braktolerante zoetwatersoorten zich nog handhaven tot de grens van mg/l. Boven deze grens komen nagenoeg geen zoetwaterorganismen meer voor. Het optimum van brakwatersoorten vinden we in de matig brakke wateren van tot mg chloride per liter. Dit optimum voor brakwatersoorten vormt eveneens de range met het minst aantal soorten. Deze gemeenschappen bestaan wel uit specialisten, wat de bèta-diversiteit wel lokaal kan verhogen. Bij het analyseren van de gemeten waarden per waterlichaam dient te worden opgemerkt dat deze waarden vaak éénmalig per jaar zijn opgenomen en niet consequent in dezelfde maand zijn gemeten. Een brakke piek in een zoet systeem kan op deze manier onopgemerkt zijn gebleven. Tabel 2: Vergelijking van de onderverdeling van brakke en zoute wateren volgens het Venice system van 1958 en de opdeling van Gotjé et al., Gotjé et al. maken een onderverdeling van het oligohalien in zeer licht en licht brak, en beschouwen geen euhaliene waarden. Oligohalien Referentie Zoet Zeer licht brak Licht brak Matig Brak / Mesohalien Sterk brak/ Polyhalien Euhalien Venice system 1958 < > Gotjé et al., 2002 < > Figuren 1 en 2 tonen de jaargemiddelden van respectievelijk de brakke en zoete polderwaterlopen (berekend aan de hand van alle beschikbare gegevens sinds 1989 tem 2015). De blauwe lijn op deze grafieken duidt de conventionele grens aan van 300 mgcl/l. Zowel brakke als zoete polderwaterlopen volgen gemiddeld goed de classificatie door zich respectievelijk boven en onder deze grens te bevinden. Enkele brakke vallen echter vaak lager dan deze grens (Figuur 5 en 6). Algemeen valt op te merken dat de variatie in zoutgehaltes groot is en dat een duidelijk onderscheid tussen Pb en Pz op zoutgehalte niet 23

24 goed te maken is. Deze subtypes zijn echter op basis van metingen en expert judgement opgesteld, en een te laag zoutgehalte in brakke sloten en omgekeerd kan dan aanzien worden als een slechte staat van het systeem. Bij de beoordeling van de fysicochemische kwaliteit zal hiermee dus ook rekening worden gehouden. Figuren 3 en 4 tonen de maandgemiddelden van respectievelijk de brakke en zoete polderwaterlopen (berekend aan de hand van alle beschikbare gegevens sinds 1989 tem 2015). Voor brakke polderwaterlopen zien we een trend van lagere chlorideconcentraties in het najaar en het voorjaar (november tot maart) en hogere chlorideconcentraties in de resterende maanden (april tot oktober). De lagere concentraties in de wintermaanden zijn mogelijk te wijten aan de hogere voeding door neerslag en de lagere verdamping van oppervlaktewater. In de lente, zomer en herfst is echter ook de variatie in chlorideconcentraties groter, mogelijk door lokale verschillen in instroom van zoet water. Bij zoete polderwaterlopen zien we een eerder constant patroon, met een lichte stijging in gemiddelde zoutconcentraties naar begin herfst toe met een piek in september, waarna deze terug gradueel afneemt. Dergelijk patroon kan mogelijk verklaard worden door de stijging evapotranspiratie vanaf maart-april waardoor de mogelijke aanvoer van zoet grondwater verkleint. In de lente- en zomermaanden liggen de chlorideconcentraties gemiddeld op een goed niveau om brakke fauna te bevoordelen (respectievelijk 754 mgcl/l en 913 mgcl/l, tabel 4) maar in de winter worden deze waarden laag geacht (481 mg Cl/l). In de wintermaanden kan de lokale verzoeting alsnog een negatief effect hebben op het voorkomen van typische brakwaterfauna Cl- (mg/l) Jaar 24 Figuur 1: Jaargemiddelden van chloride van brakke polderwaterlopen sinds De blauwe lijn duidt de conventionele grens aan van zoet naar zeer licht brak water.

25 Cl- (mg/l) Figuur 2: Jaargemiddelden van chloride van zoete polderwaterlopen sinds De blauwe lijn duidt de conventionele grens aan van zoet naar zeer licht brak water. Jaar Cl- (mg/l) Maand Figuur 3: Maandgemiddelden van chloride van brakke polderwaterlopen sinds De blauwe lijn duidt de conventionele grens aan van zoet naar zeer licht brak water. 25

26 Cl- (mg/l) Maand Figuur 4: Maandgemiddelden van chloride van zoete polderwaterlopen sinds De blauwe lijn duidt de conventionele grens aan van zoet naar zeer licht brak water Cl- (mg/l) L107_122 L107_124 L107_130 L107_131 L107_133 L107_140 L107_143 L107_149 L107_150 L107_202 L107_213 L107_328 L107_33 L107_333 L107_34 L107_37 L107_56 L107_60 L111_1005 L111_1007 L111_1010 L111_1011 L111_1015 L111_1034 L111_1048 L111_1069 L111_1101 L111_1107 L111_1108 L111_1111 L111_18 VL05_14 VL05_153 VL05_17 VL05_22 VL05_34 VL05_6 VL08_16 VL08_27 VL11_13 VL11_19 VL11_37 Waterlichaam Code Figuur 5: Gemiddelde waarden van chloride van brakke polderwaterlopen per waterloop sinds De blauwe lijn duidt de conventionele grens aan van zoet naar zeer licht brak water. 26

27 Cl- (mg/l) L107_123 L107_136 L107_209 L107_329 L107_40 L107_48 L107_61 L107_63 L107_684 L111_1032 L111_1035 L111_1106 L111_1201 L111_15 VL05_21 VL11_1 Kenmerkend voor brak water is tevens de concentratie van sulfaat. Zeewater kent hoge sulfaatconcentraties, die mee insijpelen met kwelwater en aldus onrechtstreeks een maat vormen voor het brakkarakter. Ter illustratie van deze relatie zijn de concentraties sulfaat (mg/l) geplot tegenover de concentraties chloride (mg/l) in figuur 7 (pearson R = 0,92, p < 0,05). Hier moet rekening mee worden gehouden in de analyses door deze factor op te nemen als covariaat of deze weg te laten door de sterke redundantie met chloride Waterlichaam Code Figuur 6: Gemiddelde waarden van chloride van zoete polderwaterlopen per waterloop sinds De blauwe lijn duidt de conventionele grens aan van zoet naar zeer licht brak water Sulfaat Chloride Figuur 7: Correlatie van sulfaat en chlorideconcentraties in polderwaterlopen. Pearson R = 0,92, p < 0,05 27

28 We merkten voorgaand op (pagina 14 15) dat de waterlichamen die werden aangeduid als zoete polderwaterloop dit als range van chlorideconcentraties bevestigen. De gemiddelde waarden en uitschieters liggen hierbij consequent onder de 300 mgcl-/l wat duidend is voor een zoet systeem. Bij de waterlichamen die werden aangeduid als brakke polderwaterloop is dit patroon echter verstoord, waarbij een reeks waterlichamen qua gemiddelde waarden en uitschieters de conventionele grens van 300 mgcl-/l bevatten en hier zelfs onder gaan. Aangezien brakke fauna zich voornamelijk begint te stellen bij concentraties van mgcl- /L en meer kunnen deze waterlichamen mogelijk geen duidelijk beeld geven van de effecten van zoutconcentraties en de analyses zelfs verstoren. In verdere hoofdstukken is rekening gehouden met chlorideconcentraties per bemonstering. Bij deze wordt eveneens op basis van de meetgegevens (weergegeven in Figuur 5) een preliminair voorstel gedaan tot aanpassing van het type van volgende waterlopen van Pb naar Pz: L107_122 Het geleed L107_149 Provinciegeleed L107_213 Eeklose Watergang L107_60 Grootgeleed L111_1010 Oostkerkevaart L111_1015 Oude Avaart L111_1048 Zijdelingsgeleed L111_1069 Afwateringsgracht L111_1101 Grote Keignaert L111_1107 Krommegracht L111_1108 Steengracht L111_1111 Geleedbeek - Passendalegeleed L111_18 St.-Machuitsbeek VL05_14 Vladslovaart VL11_37 Waterloop van de Hoge Landen + Melkader De nota dient gemaakt te worden dat dit voorstel berust op de meetgegevens die tot nu toe beschikbaar zijn, en dat pieken of dalen in chlorideconcentraties nog steeds gemist kunnen worden. Om een volledig correcte herziening van de typologie door te voeren zouden deze waterlichamen continu gemonitord moeten worden naar zoutconcentraties, het sterk variabel karakter in acht genomen. 28

29 2.2 Patronen van organische belasting Organische belasting in zoete polderwaterlopen (Pz) Het biochemisch en chemisch zuurstofverbruik kennen een seizoenaal patroon met relatief lage waarden in de wintermaanden en een stijging vanaf april (figuren 8 en 9). Ondanks de hoge variatie in de meetresultaten vormt dit een logisch patroon waarbij de afbraak van organisch materiaal in de waterkolom door micro-organismen terug op gang komt tijdens de lente. De metingen van organische stikstof in het water (berekend door het verschil van Kjeldahl stikstof en de concentratie van ammonium, Figuur 10) tonen eenzelfde trend van relatief lage waarden in de wintermaanden (gemiddeld 1,37 mg/l, Tabel 3) en een plotse toename in de lente (1,75 mg/l) en zomer (2,24 mg/l). Dit valt te verklaren doordat polderwaterlopen veelal in agrarisch gebied liggen, waar door bemesting de afstroom naar het oppervlaktewater sterk toeneemt vanaf april BZV Maand Figuur 8: maandelijks verloop van het Biochemisch zuurstofverbruik als maat voor belasting van organisch materiaal in zoete polderwaterlopen 29

30 CZV Maand Figuur 9: maandelijks verloop van het chemisch zuurstofverbruik als maat voor belasting van organisch materiaal in zoete polderwaterlopen 3,2 3,0 2,8 2,6 2,4 Org N 2,2 2,0 1,8 1,6 1,4 1,2 1, Maand Figuur 10: maandelijks verloop van de belasting met organische stikstof in zoete polderwaterlopen 30

31 2.2.2 Organische belasting in brakke polderwaterlopen (Pb) In brakke polderwaterlopen vinden we dezelfde patronen terug als in zoete polderwaterlopen. Ook hier kennen het biochemisch en chemisch zuurstofverbruik alsook de belasting met organische stikstof een seizoenaal patroon met relatief lage waarden in de wintermaanden en een stijging vanaf april (figuren 11, 12 en 13, tabel 4) BZV Maand Figuur 11: maandelijks verloop van het Biochemisch zuurstofverbruik als maat voor belasting van organisch materiaal in brakke polderwaterlopen 31

32 CZV Maand Figuur 12: maandelijks verloop van het chemisch zuurstofverbruik als maat voor belasting van organisch materiaal in brakke polderwaterlopen 3,8 3,6 3,4 3,2 3,0 2,8 2,6 Org N 2,4 2,2 2,0 1,8 1,6 1,4 1,2 1, Maand Figuur 13: maandelijks verloop van de belasting met organische stikstof l in brakke polderwaterlopen 32

33 2.3 Patronen in beschikbaarheid van nutriënten Nutriënten in zoete polderwaterlopen DIN-waarden (figuur 14) gedragen zich natuurlijk met hogere nitraatwaarden in de wintermaanden door lagere activiteit van (micro)-organismen en licht hogere ammoniumwaarden in de zomer door een hogere mineralisatie. De waarden voor deze componenten blijven wel hoog en zijn eutroof te noemen. Orthofosfaat-waarden pieken van lente tot zomer door de influx van landbouwgronden (figuur 15), en liggen erg hoog met winterwaarden van gemiddeld 0,2 mgp/l waar de Vlaamse norm voor totaal fosfor op 0,14 mgp/l werd bepaald. We kunnen hier van eutrofe systemen spreken NH4+ NO2- NO3-8 6 DIN Maand Figuur 14: maandelijks verloop van de belasting met opgeloste stikstofcomponenten nitraat, nitriet en ammonium in zoete polderwaterlopen 33

34 1,4 1,2 1,0 Orthofsfaat 0,8 0,6 0,4 0,2 0, Maand Figuur 15: maandelijks verloop van de belasting met orthofosfaat in zoete polderwaterlopen 34

35 2.3.2 Nutriënten in brakke polderwaterlopen De waarden voor fosfaat liggen gemiddeld wat hoger in brakke polderwaterlopen dan in zoete polderwaterlopen. Een mogelijke verklaring is te vinden in de hogere sulfaatconcentraties in brakke lopen (figuur 7) die door competitie voor binding met ijzer kunnen leiden tot een hogere vrijstelling van fosfaat (zogenaamde interne eutrofiëring). Ook hier liggen de gemiddelde waarden van fosfaat over de gehele lijn boven de norm van 0,14 mgp/l (figuur 17). DIN-waarden (figuur 16) gedragen zich ook hier normaal met hogere nitraatwaarden in de wintermaanden door lagere activiteit van (micro)-organismen en licht hogere ammoniumwaarden in de zomer door een hogere mineralisatie. 8 7 NH4+ NO2- NO DIN Maand Figuur 16: maandelijks verloop van de belasting met opgeloste stikstofcomponenten nitraat, nitriet en ammonium in brakke polderwaterlopen 35

36 1,4 1,2 1,0 Orthofosfaat 0,8 0,6 0,4 0, Maand Figuur 17: maandelijks verloop van de belasting met orthofosfaat in brakke polderwaterlopen 2.4 Conclusie fysicochemie De fysicochemie in polderwaterlopen volgt de natuurlijke trends, maar in beide subtypes liggen de waarden vaak nog boven de norm. Zeker fosfaat vormt nog een probleem, aangezien in geen enkele van de meetwaarden de norm van 0,14 mgp/l wordt gehaald. De fysicochemische kwaliteit van Vlaamse polderwaterlopen is daardoor nog sterk voor verbetering vatbaar. 36

37 Variabele Eenheid Winter Lente Zomer Herfst N Gemiddelde StDev N Gemiddelde StDev N Gemiddelde StDev N Gemiddelde StDev BZV (mgo2/l) 823 3,12 2, ,60 4, ,58 6, ,11 5,07 Cl- (mg/l) ,40 525, ,01 978, , , , ,04 Chlfyl a (µg/l) 0 / / ,78 124, ,27 109, ,33 103,25 CZV (mgo2/l) ,04 23, ,02 30, ,78 42, ,35 40,77 EGV (µs/cm) , , , , , , , ,81 Ht ( F) ,60 17, ,20 37, ,04 45, ,02 23,91 Org N (mg/l) ,46 0, ,31 1, ,85 4, ,07 1,54 Nt (mg/l) 198 6,46 2, ,47 2, ,49 1, ,44 2,45 NH4+ (mg/l) ,69 1, ,15 1, ,66 3, ,75 3,00 NO2- (mg/l) ,12 0, ,11 0, ,10 0, ,12 0,14 NO3- (mg/l) ,43 6, ,10 3, ,09 2, ,44 3,82 O2 (mg/l) ,59 2, ,92 4, ,49 4, ,75 3,00 O2 (%) ,69 16, ,03 40, ,00 48, ,00 29,45 OPO4 (mg/l) ,52 0, ,50 0, ,13 0, ,90 0,76 Pt (mg/l) ,78 0, ,93 0, ,66 3, ,22 0,87 ph ,79 0, ,15 0, ,11 0, ,94 0,37 Secchi (cm) 0 / / ,70 17, ,08 19, ,30 19,98 SO42- (mg/l) ,68 67, ,55 120, ,84 148, ,74 110,03 T ( C) ,31 2, ,70 4, ,44 2, ,63 4,17 ZS (mg/l) ,15 26, ,88 27, ,04 26, ,08 40,72 Tabel 3: Seizoenale variatie in fysicochemie van zoete polderwaterlopen (Pz). 37

38 BZV (mgo2/l) 373 4,58 4, ,65 8, ,51 16, ,29 17,93 Cl - (mg/l) ,13 58, ,44 52, ,98 123, ,72 168,28 Chlfyl a (µg/l) 0 / / 45 49,80 50, ,93 69, ,05 17,02 CZV (mgo2/l) ,48 26, ,67 38, ,45 51, ,48 48,17 EGV (µs/cm) ,49 286, ,63 350, ,60 429, ,07 503,05 Ht ( F) ,55 7, ,55 17, ,16 7, ,75 7,11 Org N (mg/l) 453 1,37 0, ,75 1, ,24 2, ,84 1,91 Nt (mg/l) 100 7,66 5, ,00 3, ,05 4, ,28 7,81 NH 4 + (mg/l) 549 2,14 2, ,92 4, ,74 6, ,40 6,99 NO 2 - (mg/l) 547 0,15 0, ,19 0, ,18 0, ,16 0,23 NO 3 - (mg/l) 547 8,96 9, ,88 6, ,07 4, ,26 7,61 O 2 (mg/l) 550 8,28 2, ,82 3, ,96 3, ,15 2,62 O 2 verz (%) ,06 20, ,86 33, ,57 31, ,50 23,98 OPO 4 (mg/l) 528 0,30 0, ,39 0, ,99 1, ,88 1,14 Pt (mg/l) 490 0,66 0, ,74 0, ,35 1, ,20 1,35 ph / 550 7,59 0, ,77 0, ,73 0, ,65 0,31 Secchi (cm) 0 / / 30 50,28 27, ,37 30, ,87 31,95 2- SO 4 (mg/l) ,17 39, ,38 34, ,16 39, ,03 34,21 T ( C) 544 5,93 2, ,78 3, ,58 2, ,48 3,77 ZS (mg/l) ,76 28, ,05 20, ,52 64, ,11 31,52 Tabel 4: Seizoenale variatie in fysicochemie van brakke polderwaterlopen (Pb). Variabele Eenheid Winter Lente Zomer Herfst N Gemiddelde StDev N Gemiddelde StDev N Gemiddelde StDev N Gemiddelde StDev 38

39 3. Referentiecondities 3.1 Het opstellen van referentiecondities voor polderwaterlopen Het beschrijven van een correcte referentieconditie voor de types is cruciaal omdat hierop de kwaliteitsscores worden afgetoetst. In eerste instantie moet worden gezocht naar een referentiewaterloop binnen de eigen lidstaat op basis van hydromorfologische en fysicochemische eigenschappen (Wallin et al., 2003). Hierna kan worden nagegaan of de fauna en flora in deze referentiesites effectief een referentietoestand benadert. Indien geen goede referentiesite in eigen land kan worden gevonden kan een geschikte referentie worden gezocht in het buitenland. Een tweede optie is het gebruik van historische datasets van waaruit deze kan benaderd worden. Tot slot dient er te worden gelet op zogenaamde ecologische sleutelfactoren die noodzakelijk zijn voor een goede werking van het ecosysteem. Voor sterk veranderde of kunstmatige waterlopen kan tot in die mate van een goede ecologische toestand (GET) worden afgeweken dat de waterloop nog wel zijn nutsfunctie kan behouden. In dit geval spreken we van een maximaal en goed ecologisch potentieel (MEP en GEP, zie Hoofdstuk 1). In de huidige typologie werd nog geen referentieconditie beschreven voor polderwaterlopen. Vooral voor brakke wateren zijn zulke referenties moeilijk te vinden. Vanuit Nederland zijn wel reeds referentiecondities opgesteld waaraan brakke binnendijkse wateren moeten voldoen. De optimale abiotische condities voor gelijkaardige zoete en brakke wateren in Nederland zijn weergegeven in bijlage 1 (naar van Beers and Verdonschot (2000); Nijboer (2000); Gotjé et al. (2002); Heinis and Evers (2007) en van der Molen and Pot (2007)). De Vlaamse types Pz en Pb, beiden ook gekenmerkt door een laag verval, worden hierbij het best benaderd door de meertypes M5 en M30/M31 respectievelijk (Schneiders 2007). Deze condities zijn onder andere afhankelijk van het brak karakter van de systemen en veranderen met de chlorideconcentraties Referentiewaarden fysicochemie voor brakke en zoete systemen Zoutgehalte Het zoutgehalte an sich is eerder indicatief voor het (sub)type, zoals aangehaald in hoofdstuk 2, en dus enkel een maat voor kwaliteit indien deze waarden afwijken van de concentraties die als natuurlijk worden beschouwd voor het type. Wel haalt (Gotjé et al., 2002) aan dat het maximaal optredende zoutgehalte best niet meer dan drie maal het minimum zoutgehalte haalt, met andere woorden dat de zoutfluctuatie niet te groot is. Verder is een laag zoutgehalte in de winter ten opzichte van de zomer eveneens een natuurlijk streefdoel. In polderwaterlopen zien we echter een grote variatie aan zoutgehaltes. Voor zoete polderwaterlopen kunnen we stellen dat hoge concentraties zout als vervuiling worden aanzien. 39

40 Eutrofie De mate van eutrofiëring die wordt getolereerd is in hoge mate afhankelijk van het streefbeeld dat men wenst te bereiken. Voor helder water met typische brakwatervegetatie zoals Ruppia en Zannichellia dient het water helder te zijn. Ook is dit in de literatuur sterk afhankelijk van het brakke subtype, en de streefwaarden zijn hier ook verdeeld. (Gotjé et al., 2002) veralgemeent dit naar de hele range van brakke wateren en stelt een zeer goede kwaliteit van het oppervlaktewater bij concentraties totaal fosfor van minder dan 0,07 mg/l en totale stikstof minder dan 1,4 mg/l. Van Beers en Verdonschot (2000) leggen de lat echter lager en stellen een goede kwaliteit bij fosfaatconcentraties van minder dan 0,9 mg/l, wat in vergelijking hoog is. Als we echter de resultaten uit hoofdstuk 2 in beschouwing nemen zien we dat de fosfaatwaarden zelden lager liggen dan 0,3 mg/l en dan nog in de winter. Daar waar goede waarden van stikstofconcentraties occasioneel te vinden zijn, zijn de waarden voor fosfaat allen ver boven de Vlaamse norm van 0,14 mgp/l totaal fosfor, met gemiddelde waarden gaande van 0,66 mgp/l in de winter (Pz, Tabel x) tot 1,66 mgp/l in de zomer (Pz). Saprobie en zuurstofhuishouding Saprobie, of de mate van organische belasting van een systeem, heeft zijn invloed op de zuurstofhuishouding in het water. Bij een hoge organische belasting slinkt de zuurstofvoorraad door afbraakprocessen. De biochemische en chemische zuurstofvraag zijn twee maten van saprobie. Doorgaans wordt een BOD (overheen 5 dagen) van <= 6 mg/l laag geacht (Gotjé et al., 2002). Effectieve zuurstofconcentraties worden in een range van 8-11 mg/l zeer goed geacht. Voor zuurstofverzadiging (een maat voor de beschikbaarheid van zuurstof) acht (van der Molen & Pot, 2007)een zeer goede kwaliteit van %. Indien de zuurstofwaarden toe- of afnemen zal de kwaliteit achteruitgaan. Deze waarden verschillen volgens (Gotjé et al., 2002) niet voor brakke en zoete wateren. 40

41 4. Bijwerken van de lijst van IAD en ISD taxa en het uitwerken van een passende beoordeling voor fytobenthos voor Polderwaterlopen 4.1 Situering In 2006 werd een eerste poging ondernomen om indicatoren te identificeren voor polderwaterlopen. Dit resulteerde in een nog beperkte lijst van voornamelijk impact sensitieve diatomeeën (ISD) oftewel positieve indicatoren. In 2009 werd deze oefening herhaald (Verschelde et al., 2009) en kende de lijst een update naar het huidig totaal van 489 indicatoren voor zoete- en 198 indicatoren voor brakke polderwaterlopen waarbij ook impact geassocieerde ofwel negatieve indicatoren werden aangeduid. Echter, de toen opgemaakte lijst met indicatoren kende slechts een zwak verband met de fysicochemische omgevingsvariabelen. Verschelde et al. (2009) duidde hier enkele mogelijke oorzaken: o Te grote verschillen tussen fysicochemische variabelen ter hoogte van de bemonsteringsplaats voor fytobenthos en de gebruikte metingen in de analyses, die afkomstig zijn van een ander meetpunt; o Een niet juiste keuze van IAD en ISD taxa door een te laag kennisniveau; o Het ontbreken van waterlopen met een goede fysicochemische toestand om de indicatortaxa mee te vergelijken; o Een sterkere invloed van andere factoren; o Een lage resolutie door de aanwezigheid van niet gevoelige taxa in een van nature voedselrijk type. Voor de analyses in deze studie werden fytobenthos-resultaten alsook fysicochemie van 2007 tot 2013 gebruikt die werden aangeleverd door de VMM op 10/06/2015; alsook 48 nieuwe analyseresultaten in het kader van deze studie (fytobenthos-resultaten van deels 2013, 2014 en 2015). Als eerste analyse werd nagegaan welke diatomeeën kenmerkend zijn voor elk type en wat de invloed op de gemeenschappen is door bemonstering van verschillende substraten. Verder werd nagegaan hoe deze soorten reageren op verschillende fysicochemische variabelen. Tot slot werd nagegaan in hoeverre deze aangeduide indicatortaxa aanwezig zijn in de meetpunten sinds 2007 en in hoeverre deze gecorreleerd zijn met verstoring. 41

42 4.2 Beschrijving van diatomeeën-gemeenschappen in polder-waterlopen en het indicatief karakter van individuele soorten Sinds 2007 is men gestart met het nemen van fytobenthos-monsters. Het aantal monsters per jaar per waterloop zijn weergegeven in Tabel 5 (zoete polderwaterlopen) en Tabel 6 (brakke polderwaterlopen). Per jaar varieert het aantal monsters van 1 tot 4 waarbij de norm op 3 punten per waterloop wordt gelegd. Elk monster wordt hierbij op een vastgelegd apart punt in de waterloop genomen. Aan de hand van de VMM-dataset ( ) werd het aantal soorten per watertype bepaald. Dit aantal bedraagt voor zoete en voor brakke polderwaterlopen respectievelijk 617 en 554. Eveneens werd berekend hoeveel soorten met minstens 5% procentuele abundantie voorkomen in minstens één waterlichaam. Bij zoete polderwaterlopen bedraagt dit aantal 52 soorten terwijl dit bij brakke polderwaterlopen 80 soorten bedraagt.in het kader van deze studie werd een extra set stalen van zoete en brakke polderwaterlopen geanalyseerd. Er werden 31 extra stalen van het type Pb en 17 extra stalen van het type Pz ingezameld door de Vlaamse Milieumaatschappij en gedetermineerd door prof. Dr. Bart Van de Vijver (Universiteit Antwerpen & Agentschap Plantentuin Meise). De bemonsterde punten zijn terug te vinden in Tabel 7. Deze resultaten zijn gebundeld in de soorttabellen van volgende rapportdelen. Tabel 5: Aantal monsters per jaar per waterloop voor zoete polderwaterlopen ( ). Volgnummer WL Code WL Naam Jaar Aantal monsters Pz1_08 VL11_1 Blankaart Waterlopen Pz1_09 VL11_1 Blankaart Waterlopen Pz1_11 VL11_1 Blankaart Waterlopen Pz1_13 VL11_1 Blankaart Waterlopen Pz2_09 L107_329 Blokstraatbeek Pz2_12 L107_329 Blokstraatbeek Pz3_09 L107_63 Boergonjevaart Pz4_09 L111_1032 Dijkgracht Pz4_11 L111_1032 Dijkgracht Pz5_12 L111_1106 Donkse Beek Pz6_09 L111_15 Heidebeek (Vleteren) Pz6_10 L111_15 Heidebeek (Vleteren) Pz7_13 L107_136 Hoge Watering Pz8_12 L107_123 Kanaal van Brugge naar Sluis Pz10_09 L111_1035 Koevaardeken Pz10_12 L111_1035 Koevaardeken Pz11_12 L111_1201 S Hertogendijkse Beek Pz12_09 L107_684 Schoon Schijn Pz12_12 L107_684 Schoon Schijn Pz13_09 L107_40 Stenensluisvaart Pz14_12 L107_61 Vaartdijkgeleed Pz15_08 VL05_21 Zuidervaartje Pz15_11 VL05_21 Zuidervaartje Pz16_10 L107_209 Zwartesluisbeek L

43 Tabel 6: Aantal monsters per jaar per waterloop voor brakke polderwaterlopen ( ). Volgnummer WL Code WL Naam Jaar Aantal monsters Volgnummer WL Code WL Naam Jaar Aantal monsters Pb1_12 L111_1069 Afwateringsgracht Pb25_10 L107_202 Oostpolderkreek Pb2_07 VL05_153 Bergenvaart Pb26_09 L111_1015 Oude Avaart Pb2_10 VL05_153 Bergenvaart Pb26_12 L111_1015 Oude Avaart Pb3_07 VL08_16 Blankenbergse Vaart & Noordrede Pb27_12 L107_149 Provinciegeleed Pb3_10 VL08_16 Blankenbergse Vaart & Noordrede Pb27_13 L107_149 Provinciegeleed Pb4_12 L107_133 Blankenbergsevaart L Pb29_8 L107_34 Ringslot Pb6_10 L107_33 Bommelarevaart Pb29_9 L107_34 Ringslot Pb7_09 L107_333 Doorloop Pb29_11 L107_34 Ringslot Pb7_12 L107_333 Doorloop Pb32_10 L111_1107 Slijkvaart Pb8_10 L107_213 Eeklose Watergang Pb33_10 L111_1108 Steengracht Pb9_12 L111_1111 Passendalegeleed Pb34_09 L111_1007 Stegerszwin Pb9_13 L111_1111 Passendalegeleed Pb35_12 L111_18 St-Machuitsbeek Pb13_10 L111_1101 Grote Keignaert Pb35_13 L111_18 St-Machuitsbeek Pb14_10 L107_122 Het Geleed Pb36_07 VL11_13 Veurne Ambacht Polderwaterlopen Pb15_08 VL05_6 Ieperleed Pb36_08 VL11_13 Veurne Ambacht Polderwaterlopen Pb15_11 VL05_6 Ieperleed Pb36_10 VL11_13 Veurne Ambacht Polderwaterlopen Pb15_13 VL05_6 Ieperleed Pb36_11 VL11_13 Veurne Ambacht Polderwaterlopen Pb16_08 VL05_17 Isabellavaart Pb37_08 VL05_14 Vladslovaart Pb16_11 VL05_17 Isabellavaart Pb37_11 VL05_14 Vladslovaart Pb17_10 L111_1005 Kalsijdeader Pb38_08 VL11_37 Waterloop van de Hoge Landen & Melkader Pb18_09 L107_130 Kleine Geul Pb38_11 VL11_37 Waterloop van de Hoge Landen & Melkader Pb19_10 L107_37 Langgeleed Pb39_09 L111_1048 Zijdelingsgeleed Pb20_12 L107_131 Lisseweegsevaart Pb39_10 L111_1048 Zijdelingsgeleed Pb21_09 L111_1034 Nieuwe Gracht Pb40_08 L107_328 Zuidelijke Watergang Pb21_12 L111_1034 Nieuwe Gracht Pb40_11 L107_328 Zuidelijke Watergang Pb22_08 VL05_34 Noord-Zuidverbinding Pb41_08 VL08_27 Zwartesluisbeek Pb22_11 VL05_34 Noord-Zuidverbinding Pb41_12 VL08_27 Zwartesluisbeek Pb23_09 VL11_19 Oostends Krekengebied Pb42_08 VL05_22 Zwinnevaart Pb23_11 VL11_19 Oostends Krekengebied Pb42_11 VL05_22 Zwinnevaart

44 Tabel 7: Bemonsterde waterlopen voor fytobenthos in het kader van deze studie ( In totaal werden 31 brakke en 17 zoete meetpunten bemonsterd. Type Meetpunt Datum Substraat Waterloop Pb TR /10/2013 Riet Ronselarebeek Pb FB /10/2013 Riet Ronselarebeek Pb FB /10/2013 Riet Ronselarebeek Pb FB /10/2013 Riet Kleine Geul Pb FB /09/2013 Riet Graningatevliet Pb FB /09/2013 Riet Graningatevliet Pb FB /09/2013 Riet Bommelarevaart Pb FB /09/2013 Riet Bommelarevaart Pb TR /08/2013 Riet Groot geleed Pb TR /08/2013 Riet Groot geleed Pb TR /08/2013 Riet Groot geleed Pb FB /09/2013 Riet Nieuwe gracht Pb TR /09/2013 Riet Boerekreek (Roeselarekreek) Pb TR /09/2013 Riet Boerekreek (Roeselarekreek) Pb TR /09/2013 Riet Boerekreek (Roeselarekreek) Pb TR /07/2015 riet Afwateringsgracht-Opstalbeek Pb TR /07/2015 riet Afwateringsgracht-Opstalbeek Pb TR /07/2015 riet Afwateringsgracht-Opstalbeek Pb TR /08/2015 stenen Zuidelijke Watergang Pb TR /08/2015 stenen Zuidelijke Watergang Pb TR /08/2015 stenen Zuidelijke Watergang Pb TR /08/2015 riet Zuidelijke Watergang Pb TR /08/2015 KS Zuidelijke Watergang Pb TR /08/2015 KS Zuidelijke Watergang Pb TR /09/2015 stenen Noord-Zuidverbinding Pb TR /09/2015 riet Noord-Zuidverbinding Pb TR /09/2015 riet Noord-Zuidverbinding Pb TR /09/2015 stenen Noord-Zuidverbinding Pb TR /09/2015 riet Veurne Ambacht Polderwaterlopen (Grote Beverdijk) Pb TR /09/2015 riet Veurne Ambacht Polderwaterlopen (Grote Beverdijk) Pb TR /09/2015 riet Veurne Ambacht Polderwaterlopen (Koolhofvaart) Pz TR /08/2013 Riet Kanaal V. Esen Pz TR /08/2013 Liesgras Kanaal V. Esen Pz TR /08/2013 Liesgras Kanaal V. Esen Pz FB /09/2013 Riet Vaartdijkgeleed Pz FB /09/2013 Riet Vaartdijkgeleed Pz TR (L ) 10/06/2014 riet Zwartesluisbeek Pz TR (L ) 10/06/2014 riet Zwartesluisbeek Pz TR (L ) 10/06/2014 riet Zwartesluisbeek Pz TR /08/2015 stenen Blokstraatbeek - Afwateringskanaal der Wase Polders Pz TR /08/2015 riet Blokstraatbeek - Afwateringskanaal der Wase Polders Pz TR /08/2015 liesgras Blokstraatbeek - Afwateringskanaal der Wase Polders Pz TR /10/2015 AS-stenen Schoon Schijn - Kaartse Beek Pz TR /10/2015 AS-stenen Schoon Schijn - Kaartse Beek Pz TR /10/2015 stenen Schoon Schijn - Kaartse Beek Pz TR /09/2015 riet Isabellavaart Pz TR /09/2015 riet Isabellavaart Pz TR /09/2015 riet Isabellavaart 44

45 4.2.1 Beschrijving gemeenschappen van brakke polderwaterlopen Tabel 8 toont de 20 meest voorkomende soorten in de stalen ( ) van brakke en zoete polderwaterlopen en hun maximale en gemiddelde procentuele abundantie. De meest algemene soorten in brakke waterlopen zijn C. meneghiniana, R. abbreviata, N. veneta en G. parvulum. Gemiddeld zijn de meest dominante soorten in brakke waterlopen N. frustulum (8,9%), C. atomus (8,3%), R. abbreviata (6,5%), N. inconspicua/soratensis (6,1%), G. parvulum (7,5%) en C. placentula (9,2%) Pieken in dominantie zijn te vinden bij N. palea (95,6%) en C. placentula (96,4%). Enkel N. frustulum, C. atomus en N. inconspicua brakke soorten te noemen. N. inconspicua is echter moeilijk te onderscheiden van N. soratensis, waardoor deze laatste ook binnen deze waarnemingen kan vallen, vanwaar de clustering. N. soratensis is dan eerder een soort van zoeter milieu. N. frustulum is de enige van deze brakke soorten die nog niet is opgenomen in de lijst van Verschelde et al. (2009) en kan voorzichtig impact-sensitief genoemd worden als indicator van een brak systeem. Wel is deze soort nog steeds te vinden in eutrofe milieus. De overige dominante soorten zijn deze welke typisch zijn voor eutrofe waterlopen; (Hofmann et al., 2013). Navicula veneta kan worden verstaan als een indicator voor sterke eutrofiëring. Andere brakke soorten die buiten deze top 20 vallen maar die wel gevonden zijn in de brakke waterlopen zijn Bacillaria paxillifer, Nitzschia liebetruthii, Navicula sp (cf. perminuta), Luticola mutica en Navicula flandriae. N. liebetruthii en N. flandriae zijn nog niet opgenomen in de lijst van Verschelde et al. (2009) (zie bespreking 49), deze laatste omwille van de zeer recente beschrijving (Beauger et al., 2015). N. flandriae werd in het verleden mogelijk wel verward met Navicula margalithii, die wel in de ISD/IAD lijst te vinden is als IA voor Pz en IS voor Pb. N. sp (cf. perminuta) en L. mutica worden aangegeven als impact-geassocieerde diatomeeën. Als goede indicator valt nog Achnanthidium minutissimum te beschouwen, die ook al is opgenomen in de ISD/IAD lijst als impact sensitief. Deze soort is wel vooral een indicatie voor een zuurstofrijk milieu, waarbij ze wel nog kan voorkomen in meer eutrofe situaties. Een juiste determinatie is echter problematisch, aangezien A. minutissimum in feite een soortcomplex is bestaande uit sensitieve en tolerante soorten waardoor het gebruik van deze als positieve indicator sterk in vraag kan worden gesteld. Stephanodiscussoorten, die sterke indicatoren zijn voor vervuiling, komen weinig voor. Dit valt wel deels te verklaren doordat dit eerder planktonische vormen zijn. Enkel Stephanodiscus hantzschii komt in bijna de helft van de bemonsterde waterlopen voor (49,7%). Ook Skeletonemasoorten die wel veel te vinden zijn in Nederlandse brakke stalen zijn quasi niet aanwezig (Bart Van de Vijver, mondelinge communicatie). Tot slot worden in de bemonsterde waterlopen weinig Eunotia soorten gevonden (slechts in 3% van de stalen in kleine aantallen). Dit heeft vermoedelijk te maken met de preferentie van deze soorten voor zuurder water terwijl de waterlopen van de types Pb en Pz van nature basisch zijn met ph s die schommelen tussen 7 en 9. 45

46 Tabel 8: Top 20 meest voorkomende soorten van zoete en brakke polderwaterlopen ( ). Voor beide types geeft kolom 1 de soort weer, kolom 2 in hoeveel stalen deze soorten werden waargenomen (in %), kolom 3 de maximaal waargenomen procentuele abundantie en kolom 4 de gemiddelde procentuele abundantie overheen de stalen waarin deze soort aanwezig was. Brakke soorten zijn grijs gemarkeerd. Pz Pb Soort Percentage aanwezig Max% Gem % Soort Percentage aanwezig Max% Gem % Gomphonema parvulum 100,0 73,4 11,9 Gomphonema parvulum 88,1 45,8 7,5 Navicula veneta 83,1 15,2 2,5 Cyclotella meneghiniana 86,0 58,1 5,9 Nitzschia amphibia 79,7 48,6 4,4 Rhoicosphenia abbreviata 86,0 74,8 6,5 Nitzschia palea 79,7 56,0 4,5 Navicula veneta 85,3 11,2 1,6 Eolimna minima 76,3 66,4 10,3 Nitzschia palea 79,7 95,4 4,6 Navicula gregaria 76,3 22,8 3,2 Navicula gregaria 72,0 48,8 4,0 Planothidium frequentissimum 72,9 18,2 3,6 Nitzschia amphibia 70,6 59,2 3,1 Navicula cryptocephala 64,4 11,0 2,0 Nitzschia frustulum 68,5 65,2 8,9 Rhoicosphenia abbreviata 61,0 48,6 10,5 Cyclotella atomus 67,1 67,4 8,3 Cocconeis placentula 59,3 90,4 15,9 Amphora pediculus 60,8 37,6 3,8 Cyclotella meneghiniana 57,6 18,6 4,1 Tabularia fasciculata 60,1 33,0 2,5 Sellaphora seminulum 55,9 7,6 2,4 Nitzschia supralitorea 59,4 58,6 2,6 Nitzschia paleacea 54,2 20,8 3,2 Nitzschia inconspicua/soratensis 58,0 39,2 6,1 Achnanthidium minutissimum 52,5 83,4 19,1 Cocconeis placentula 56,6 96,4 9,2 Amphora copulata 52,5 6,8 0,8 Nitzschia paleacea 56,6 37,6 3,5 Planothidium lanceolatum 49,2 16,8 3,1 Planothidium frequentissimum 56,6 11,0 1,6 Tabularia fasciculata 47,5 2,0 0,6 Navicula tripunctata 53,1 30,6 2,8 Amphora pediculus 45,8 36,0 4,3 Melosira varians 52,4 15,2 1,8 Eolimna subminuscula 45,8 9,8 2,2 Eolimna minima 51,7 52,8 4,4 Gomphonema olivaceum 45,8 13,2 2,0 Nitzschia fonticola 51,7 38,6 3,1 46

47 4.2.2 Beschrijving gemeenschappen van zoete polderwaterlopen In zoete polderwaterlopen zijn Gomphonema parvulum, Eolimna minima, Navicula veneta, Nitzschia amphibia en Nitzschia palea de meest voorkomende soorten (Tabel 8). Gemiddeld zijn de meest dominante soorten in zoete waterlopen Achnanthidium minutissimum (19,1%), Cocconeis placentula (15,9%), Eolimna minima (10,3%), Gomphonema parvulum (11,9%) en Rhoicosphenia abbreviata (10,5%). Piekabundanties zijn minder aanwezig dan in brakke polderwaterlopen, met nog C. placentula (90,4%), A. minutissimum (83,4%) en E. minima (66,4%) als occasioneel sterk dominant. Opvallend is hier inderdaad het gebrek aan brakke soorten die wel te zien waren in waterlopen van het type Pb. Nitzschia amphibia, Nitzschia palea en Navicula veneta zijn indicatoren van eutroof water. Eolimna minima wijst eveneens op verstoring en is doorgaans te vinden in sterk gedegradeerde biotopen. Soorten van het genus Rhoicosphenia hebben een preferentie voor alkalisch water met hoge trofie die soms in grote aantallen kunnen voorkomen. Achnanthidium minutissimum is wel een positieve indicator en krijgt in de lijst van Verschelde et al. (2009) de status van impact sensitief (IS). Deze soort duidt echter doorgaans enkel op een goede zuurstofhuishouding, waarbij deze wel nog in eutrofe sloten te vinden kan zijn. Cocconeis placentula is een typische soort voorkomend op riet, waar deze grote abundanties kan halen. Andere soorten die dienen vermeld te worden zijn Mayamaea permitis, Sellaphora seminulum, Gomphonema parvulum f. saprophilum. Mayamaea permitis (atomus var. permitis) is algemeen in vele types van waterlopen en kan massaal voorkomen bij sterke saprobe belasting maar ook in kleinere aantallen bij lichtere belasting. Deze soort is nog niet opgenomen in de ISD/IAD lijst, maar andere Mayamaea sp staan hierin wel reeds vermeld als IA. Sellaphora seminulum komt in 62,5% van de stalen voor en wijst zowel op eutroof als zoet water. Deze laatste soort kwam in 25% van de brakke waterlopen voor, wat kan wijzen op een te laag zoutgehalte in Pb. Gomphonema parvulum f. saprophilum vermijdt oligotrofe en zure habitats en kan daardoor ook een typische soort in de bemonsterde waterlopen genoemd worden. Amphora copulata (die nu hernoemd is naar Amphora lange-bertalotii) tot slot is een indicator voor meso- tot polysaprobe wateren en komt in bijna de helft van de bemonsterde plaatsen voor. 47

48 48

49 4.3 Validatie van de typologie aan de hand van diatomeeëngemeenschappen en de invloed van het substraat De typologische verdeling van polderwaterlopen in het zoete en brakke type berust op een classificatie op basis van chlorideniveaus en expert judgement (Hoofdstuk 1). In hoeverre deze typologie effectief gereflecteerd wordt in de fytobenthos-gemeenschappen was tot op heden nog onduidelijk. Aangezien fytobenthos-gemeenschappen substraat-specifiek kunnen zijn werd eveneens nagegaan of het substraat waarop de gemeenschappen zijn bemonsterd een invloed kan hebben op de resultaten. Met behulp van de software Primer v.7 werd een hiërarchische clusteranalyse, een nonmetrical multi dimensional scaling (nmds) en een analysis of similarity (ANOSIM) uitgevoerd om deze vraag te exploreren. De similariteitsmatrix werd opgesteld met Bray Curtis similarity, hetgeen de aangeraden dissimilariteitsindex is voor abundantiedata. De ANOSIM analyse test of een a priori gekozen onderverdeling in groepen statistisch te onderscheiden is. Als eerste werd getest of de gemeenschappen per substraattype onderling significant verschillen. Significante verschillen werden gevonden tussen gemeenschappen van levend riet (LR) en stenen (ST) (R = 0,334; p = 0,001 < 0,05), Sparagnium sp. (SPAR) en vaste kunstmatige structuren (VKS) (R = 0,782; p = 0,008 < 0,05) en andere helofyten (AH) en vaste kunstmatige structuren (VKS) (R = 0,472 ; p = 0,002 < 0,05). De ANOSIM analyse waarbij de twee subtypes Pb en Pz werden getest bleek eveneens significant. Dit duidt op een statistisch waarneembaar verschil in gemeenschappen van brakke en zoete lopen (genera: R = 0,256 ; p = 0,001 < 0,05 soorten: R = 0,242 ; p = 0,001 < 0,05). Bij inspectie van de nmds plots (genera: figuur 18, soorten: figuur 19) valt echter te zien dat deze gemeenschappen een continuüm vormen in plaats van twee duidelijk afgelijnde groepen, wat reeds af te leiden was uit de chlorideconcentraties van de waterlopen uit hoofdstuk 2. Fig. 18: nmds analyse van de genera van diatomeeën in zoete (rood) en brakke (blauw) polderwaterlopen. De types Pz en Pb lopen hier in mekaar over en vormen geen duidelijke afscheiding. 49

50 Fig. 19: nmds analyse van de soorten van diatomeeën in zoete (rood) en brakke (blauw) polderwaterlopen. De types Pz en Pb lopen hier in mekaar over en vormen geen duidelijke afscheiding. Tabel 9 geeft de resultaten van de ANOSIM analyse en toont welke soorten tot 50% van de verschillen tussen de types Pb en Pz uitmaken. Gemiddelde abundantie van de soorten voor Pb en Pz zijn gegeven (let wel, voor de analyse werden deze getransformeerd met een vierkantsworteltransformatie waardoor deze afwijken van tabel 8) alsook het percentage contributie tot de verschillen en dit cumulatief percentage. Brakke soorten zijn hier grijs gemarkeerd. Ook hier valt op te merken dat brakke soorten zich duidelijk meer in brakke waterlopen bevinden, maar dat de aanwezigheid van deze soorten slechts weinig bepaalt of we met een waterloop van het type Pb dan wel Pz te maken hebben. Met andere woorden, andere soorten die geen indicatoren zijn voor zoutgehalte maar van trofie en saprobie (zoals besproken in de beschrijving van de gemeenschappen) bepalen in even grote of grotere mate de a priori verdeling van Pz en Pb. De ANOSIM-analyse van de soortdiversiteit van de twee types komt in sterke mate overeen met de patronen die we zien in en

51 Tabel 9: Resultaten van de ANOSIM analyse. Kolom 1 toont de soorten, kolom 2 de gemiddelde abundantie (vierkantsworteltransformatie) voor Pb, kolom 3 de gemiddelde abundantie (vierkantsworteltransformatie) voor Pz, kolom 4 de procentuele contributie tot dissimilariteit tussen de types en kolom 5 toont dit percentage cumulatief (grijs gemarkeerd=brakke soort). Pb & Pz Gemiddelde dissimilariteit = 78,44 Pb Pz Soorten Gem Abund Gem Abund Contributie % Cummulatief % Eolimna minima 0,7 2,3 3,1 3,1 Rhoicosphenia abbreviata 1,8 1,5 2,9 5,9 Gomphonema parvulum f. parvulum 1,8 2,7 2,7 8,7 Achnanthidium minutissimum 0,3 1,4 2,4 11,1 Nitzschia frustulum 1,7 0,5 2,3 13,4 Cyclotella meneghiniana 1,7 0,9 2,3 15,7 Cyclotella atomus 1,6 0,2 2,2 17,8 Nitzschia palea 1,0 1,3 1,9 19,8 Nitzschia amphibia 0,9 1,4 1,9 21,6 Cocconeis placentula var. lineata 0,6 0,8 1,8 23,4 Nitzschia inconspicua 1,2 0,3 1,7 25,2 Navicula gregaria 1,1 1,0 1,7 26,9 Amphora pediculus 1,0 0,6 1,6 28,5 Cocconeis placentula sl. 0,6 0,7 1,6 30,0 Nitzschia paleacea 0,8 0,9 1,5 31,6 Planothidium frequentissimum 0,5 1,2 1,5 33,1 Gomphonema parvulum f. saprophilum 0,4 1,0 1,5 34,6 Sellaphora semilunum 0,3 1,0 1,5 36,1 Navicula veneta 1,0 1,1 1,3 37,4 Navicula cryptocephala 0,3 0,9 1,3 38,6 Nitzschia liebertruthii 0,7 0,2 1,3 39,9 Nitzschia supralittorea 0,7 0,5 1,1 41,0 Planothidium lanceolatum 0,4 0,7 1,1 42,1 Melosira varians 0,6 0,5 1,1 43,2 Navicula tripunctata 0,7 0,3 1,1 44,3 Tabularia fasciculata 0,8 0,2 1,1 45,3 Navicula recens 0,8 0,0 1,0 46,3 Nitzschia fonticola 0,7 0,2 1,0 47,3 Gomphonema olivaceum 0,6 0,4 1,0 48,3 Eolimna submersum 0,3 0,6 1,0 49,3 Cocconeis placentula var. euglypta 0,3 0,5 1,0 50,3 51

52 52

53 4.4 Respons van fytobenthosgemeenschappen op fysicochemische variabelen Met behulp van multivariaatstatistiek werd kwantitatief nagegaan of en hoe de gemeenschappen reageren op vervuiling. Voor zowel de soorten als de genera werd een RDA en CCA analyse uitgevoerd. Aangezien de structurering van de genera sterk overeenkomt met die van de soorten, werd om leesbaarheid te vergroten deze plot gebruikt om de resultaten grafisch weer te geven (figuur 20) die voor alle polderwaterlopen de gemeenschapsstructuur weergeeft. Bij zowel type Pb als Pz is de verklaarde variatie uitermate klein. Enkel als wordt veralgemeend naar genera verhoogt deze variatie overheen alle lopen naar cumulatief 40,4% van as 1 en 2. De structurering van de soorten komt slechts in kleine mate overeen met een respons op waterkwaliteit. De genera Achnanthidium, Eolimna en Sellaphora die in grote mate overeenkomen met de soorten A. minutissimum, E. minima en S. seminulum komen over het algemeen samen voor. Uit de resultaten van de vorige hoofdstukken kunnen we afleiden dat deze zich meer in zoete systemen bevinden, maar in geen mate betrouwbare indicatoren zijn van een goede fysicochemische kwaliteit. Ook de genera Cocconeis, Rhoicosphenia, Cymbella en Lemnicola clusteren samen, welke doorgaans wijzen op de aanwezigheid van waterplanten zoals onder andere riet (Cocconeis) en eendenkroos (Lemnicola). Tot slot bepalen de genera Navicula, Nitzschia en Cyclotella veelal de structuur, die allen wijzen op eutrofe systemen. Met behulp van CCA werd nagegaan welke fysicochemische variabelen specifiek de gemeenschappen structureren. Hiervoor werden de parameters Secchi-diepte (Secchi), chemisch en biochemisch zuurstofverbruik (CZV en BZV), chloride en geleidbaarheid (Cl - en EC20), ph, fosfaat en totaal fosfor (OPO4 en Pt), zuurstufconcentratie en zuurstofverzadiging (O2 en O2 verz), zwevende stof (ZS), sulfaat (SO4 2- ), organische stikstof (OrgN) en DIN (NH4 + ), NO3 -, NO2 - ) getest. Geen van deze fysicochemische variabelen toonde aan een significant effect op de gemeenschappen te hebben in beide types. Tot op heden blijft de kennis dus beperkt tot welke soorten samen neigen voor te komen, maar tonen zij geen respons tot vervuiling. De meest plausibele verklaring ligt hierbij in het feit dat de waterlopen allemaal eutroof te noemen zijn, waardoor geen gemeenschapsrespons zichtbaar is. 53

54 54 Fig. 20: PCA plot van de genera van diatomeeën overheen alle polderwaterlopen. Ter volledigheid zijn ook de fysicochemische variabelen, die met behulp van CCA getest werden, hierop weergegeven.

55 4.5 Vergelijking met gelijkaardige Vlaamse en Nederlandse types Ter vergelijking werden de gemeenschappen van gelijkende Vlaamse en Nederlandse watertypes bepaald. Als Vlaamse watertypes werden het type grote beek (Bg) en kleine rivier (Rk) geanalyseerd. Als Nederlandse watertypes werden de brakke types M30 (zwak brakke wateren), M31 (brakke tot zoute wateren) en M01B (brakke sloot) geanalyseerd. De top 40 meest voorkomende soorten zijn terug te vinden in bijlage 2. Als algemeen resultaat zien we in al deze wateren een sterke gelijkenis met de types Pb en Pz. De grootste abundanties kunnen we terugvinden bij algemene soorten die duiden op eutrofiëring. Koplopers zijn ook hier Gomphonema parvulum, Rhoicosphenia abbreviata, Navicula gregaria, Navicula veneta, Nitzschia palea, Gomphonema olivaceum, Cocconeis placentula, Nitzschia paleacea, Navicula tripunctata, Amphora pediculus en Cyclotella meneghiniana. Bij het type M30, dat naar chlorideconcentraties het meest aanleunt bij het type Pb, zien we ook hier zeer weinig typisch brakke soorten. Enkel de soorten Fragilaria fasciculata, Nitzschia inconspicua, Cymatosira belgica en Delphineis minutissima kunnen brakke soorten genoemd worden, met de laatste twee tot marien. M01B volgt deze trend. In het type M31 zien we meer brakke soorten, waarvan het merendeel zelfs marien genoemd kan worden. Voorbeelden van deze brak-mariene soorten zijn Berkeleya rutilans, Bacillaria paxilifer, Catacombas obtusa, navicula normaloides, Nitzschia peridistincta en Opephora mutabilis. Deze soorten kunnen in de brakke poldersystemen waarschijnlijk niet voorkomen wegens de lagere zoutconcentraties en het gebrek aan een verbinding met de Noordzee in de meeste gevallen. Als extra analyse werden alle gemeenschapsstalen bij chlorideconcentraties van meer dan mg/l afgezonderd voor het type P alleen (Bijlage 2, selectie brak P, SbP ) en voor het type M alleen (Bijlage 2, selectie brak M, SbM ). Bij deze selectie is een duidelijke verhoging van het aandeel brakke soorten echter nog steeds niet waarneembaar met ook hier dezelfde eutrofe soorten, waardoor karakterisatie van een goede kwaliteit brakke flora zeer moeilijk is. Er is eveneens een sterke gelijkenis van de types P waarneembaar met de types grote beek en kleine rivier (Bijlage 3, Bg en Rk). De top 20 soorten komen in grote mate overeen met ook hier de soorten Gomphonema parvulum, Cocconeis placentula, Rhoicosphenia abbreviata, Nitzschia amphibia, Navicula gregaria, als het meest algemeen. Ook hier domineren eerder soorten die indicatief zijn voor eutroof milieu. De impact sensitieve soort Achnanthidium minutissimum vormt hier ook een groot aandeel van de algemene soorten, maar zoals hierboven aangegeven is de juistheid van gebruik van dit soortcomplex als positieve indicator sterk onder discussie. Algemeen kan gesteld worden dat ook in Nederlandse licht brakke systemen een sterk gebrek is aan typisch brakke soorten en dat beide types ook P zeer sterk aanleunen bij de Vlaamse types Bg en Rk. De huidige gemeenschappen kunnen aldus als typisch voor eutrofe zoete sloten worden beschouwd. 55

56 56

57 4.6 Evaluatie van de PISIAD-index van de types Rk en Bg als mogelijk templaat voor het type P Bovenstaande gemeenschapsbeschrijvingen toonden aan dat de types Pb en Pz een sterke gelijkenis vertonen met de types Bg en Rk. Deze gemeenschappen zijn typisch voor eutrofe sloten en kleine rivieren. Hierdoor werd de PISIAD-index van de types Bg en Rk gekoppeld en geëvalueerd met het oog op een mogelijke klasse-afleiding voor het type Pz en Pb. Aangezien de types Pz en Pb zeer sterk gelijkend zijn qua fytobenthos-gemeenschappen en er een algemeen gebrek is aan brakke soorten bij referentietype M30 werd ook de optie behouden om voor fytobenthos beide types te beschouwen als één type P. Tabel 10 geeft de correlatie weer van de PISIAD-index van Bg en Rk met de fysicochemische variabelen. Figuur 21 geeft een grafiek weer van de percentages goede en slechte indicatoren (of IAD en ISD) per kwaliteitsklasse van de combinatie van de types Rk en Bg. We zien een significante negatieve correlatie van de PISIAD-index met stikstof (voornamelijk Nt, NH4+ en DIN) en fosfor. We zien ook een positieve correlatie met zuurstof. De index geeft een goede weergave van de fysicochemische waterkwaliteit. Om een idee te hebben van mogelijke grenzen van procentuele abundantie (PA) van IA en IS taxa binnen een polderloopindex wordt gekeken naar de verdeling van deze percentages bij de klassen Bg en Rk. We vinden respectievelijk gemiddelde PA van IS taxa van 5, 15, 35, 45 en 55 percent van slecht naar zeer goed. Verder vinden we respectievelijk gemiddelde PA van IA taxa van 55, 40, 25, 15 en 10 percent. Deze percentages geven ons een idee om een PISIAD-index uit te werken voor de types polderwaterloop. Tabel 10: Correlatie van de PISIAD-index (EKC score) en procentuele abundantie IAD en ISD van de combinatie van de types Bg en Rk met fysicochemische variabelen. Parameter BZV5 Cl- EC 20 N t NH 4 + NO 2 - NO 3 - O2 O2 verz OPO 4 P t ph SO 4 = T ZS DIN EKC score -0,13 0,14 0,11-0,34-0,41-0,21-0,11 0,19 0,21-0,2-0,28 0,22 0,07 0,07-0,07-0,38 PA IAD 0,07-0,01 0,02 0,34 0,41 0,19 0,08-0,22-0,22 0,23 0,32-0,14 0,08 0,08 0 0,36 PA ISD -0,08-0,02-0,07-0,26-0,26-0,03-0,14 0,04 0,07-0,17-0,21 0,04-0,08 0,16-0,05-0,29 Om te evalueren welke nutriëntconcentraties nog acceptabel zijn voor een goede fytobenthos-gemeenschap werden eveneens de 10- en 90-percentielen van concentraties stikstof en fosfor overheen de kwaliteitsklassen van de PISIAD-index van gekoppelde Bg en Rk geëvalueerd (Tabel 11). We merken een trend naar hogere stikstof- en fosforconcentraties naar slechtere kwaliteitsklasse toe, maar ook een grote mate van overlap tussen de klasse-percentielen. Dit geeft reeds aan dat nutriënten alleen alleszins niet bepalend zijn voor de kwaliteit van fytobenthos-gemeenschappen. Eveneens dient opgemerkt te worden dat deze range zeer groot kan zijn binnen de klassen goed en zeer goed, zoals totaal fosfor tot 1,10 mg/l en DIN-concentraties van 8 mg/l in de klasse goed. 57

58 80 70 PA IAD PA ISD 60 Procentuele Abundantie S O M G ZG EKC klasse Bg en Rk Figuur 21: Verdeling van de percentages IA en IS taxa overheen de 5 kwaliteitsklassen van de PISIADindex van de combinatie van de types Bg en Rk. Tabel 11: 10- en 90-percentielen van nutriëntwaarden (stikstof en fosfor) binnen de 5 kwaliteitsklassen van de PISIAD-index van type Bg en Rk. Parameter ZG G M O S Perc 10 Perc 90 Perc 10 Perc 90 Perc 10 Perc 90 Perc 10 Perc 90 Perc 10 Perc 90 N t 1,60 3,80 3,12 8,00 2,69 7,80 3,30 10,80 4,05 12,10 NH 4 + 0,10 0,20 0,17 3,20 0,10 1,90 0,21 4,60 0,63 8,80 NO 2-0,00 0,20 0,04 0,30 0,04 0,30 0,06 0,30 0,06 0,50 NO 3-0,20 2,10 0,94 5,60 0,53 5,50 0,64 5,90 0,40 5,70 OPO 4 0,00 0,40 0,11 0,70 0,09 0,70 0,09 0,90 0,21 2,10 P t 0,10 0,50 0,25 1,10 0,28 1,00 0,28 1,50 0,41 2,40 DIN 0,30 2,40 2,20 8,00 1,18 6,80 2,27 8,50 3,01 10,40 58

59 4.7 Uitwerken van de PISIAD-index voor polderwaterlopen aan de hand van de voorlopige lijst en aan de hand van de types Bg en Rk. De lijst van Verschelde et al. (2009) waarbij reeds IA en IS taxa voor polderlopen werden aangeduid werd toegepast op de data. In eerste instantie werden de IA en IS taxa voor polderlopen toegepast. Bij wijze van oefening werd eveneens de IA-IS-lijst van het type Bg toegepast op het hele type P, dit met argumentatie dat de gemeenschappen sterk gelijkend zijn (Deel 4.3). De percentages IA en IS taxa werden berekend en er werd een PISIAD-index opgesteld met de richtpercentages van de types Rk en Bg als klassegrenzen. Tabel 12 toont de correlatie van het percentage IS en IA taxa met fysicochemische variabelen waarbij de originele lijst van Verschelde et al. (2009) is overgenomen. Tabel 12: pearson correlatie van het percentage IS en IA taxa voor de types Pb en Pz met de originele soortenlijst van Verschelde et al. (2009). Parameter BZV Cl- CZV EGV Org N NH4+ NO2- NO3- O2 O2 verz OPO4 Pt ph Secchi SO42- T ZS % IS Pz -0,18 0,06-0,02 0,04-0,30-0,31-0,22-0,22-0,24-0,21 0,00 0,06-0,14-0,09 0,02 0,14-0,01 % IA Pz 0,49-0,04 0,14-0,02 0,33 0,36 0,36 0,26 0,33 0,31-0,10-0,11 0,10-0,09 0,07-0,07 0,23 % IS Pb 0,08 0,07 0,09 0,02-0,05-0,09 0,11 0,10 0,00 0,00-0,14-0,14-0,04 0,02 0,07-0,04 0,00 % IA Pb 0,06-0,03 0,02 0,05 0,06 0,03 0,08-0,04-0,02-0,02 0,07 0,09 0,05-0,05-0,03 0,00-0,09 Voor zoete polderwaterlopen correleert het percentage positieve indicatoren significant negatief met organische stikstof (R = -0,30) en ammonium (R = 0,31). Beide parameters zijn inherent gelinkt doordat ammonium het eerste DIN-afbraakproduct is van de mineralisatie van organisch stikstof. De rest van de fysicochemische waarden zijn niet significant gecorreleerd, maar vertonen wel een juiste trend door een negatieve waarde bij BZV (R = - 0,18) alsook nitriet en nitraat (R = -0,22). Negatieve indicatoren tonen een omgekeerde respons, waar significante correlaties te vinden zijn met BZV (R = 0,49), organische stikstof (R = 0,33) en ammonium en nitriet (R = 0,36). Echter, het percentage IA-taxa is ook significant gecorreleerd met zuurstof (R = 0,33) en zuurstofverzadiging (R = 0,31). Dit laatste lijkt in contradictie te zijn met vorige resultaten, maar de gegevens wijzen uit dat deze positieve respons te wijten is aan onnatuurlijk hoge zuurstofwaarden hetgeen ook als sterke mate van verstoring kan worden opgevat. Een relatie met fosfor is niet te zien. Deze parameter scoort echter zeer hoog boven de norm en is overal als slecht op te vatten. Een respons is hierdoor mogelijk zo goed als onzichtbaar. Bij brakke polderwaterlopen zijn er geen significante correlaties met IA- en IS-taxa, en liggen de waarden algemeen ook erg laag. Samen met de resultaten uit 2.5 stelt zich hier het probleem dat er geen duidelijke gemeenschapsshift en shift in IA/IS-taxa te zien is onder invloed van de fysicochemische parameters. 59

60 Bij wijze van oefening werd de PISIAD-index opgesteld voor polderlopen met behulp van de IS en IA taxa van het type Bg. Als klassegrenzen werden initieel de getallen PA van IS taxa van 5, 15, 35, 45 en 55 percent van slecht naar zeer goed en PA van IA taxa van 55, 40, 25, 15 en 10 percent van slecht naar goed genomen, conform de gemiddelde waarden uit Figuur 21. Deze PISIAD vertoonde echter geen enkele correlatie met fysicochemische variabelen. Het iteratief bijstellen van de percentage-grenzen leverde eveneens geen effecten op. Overname van de klassegrenzen (percentages IA en IS taxa) van de types Rk/Bg was dus onsuccesvol tot het creëren van een zinnige aanpassing. Om een aanknopingspunt te vinden voor een zinnige verdeling werden de stalen onderverdeeld in kwaliteitsklassen voor fysicochemie aan de hand van de waarden voor zuurstof uit hoofdstuk 3 (referentiecondities) en de nutriëntwaarden horende bij de kwaliteitsklassen van het type Rk/Bg (tabel 11). Er werd eveneens opgemerkt dat A. minutissima vaak een groot aandeel had binnen de positieve indicatoren, maar dat dit soortcomplex moeilijk te vertrouwen is. Omwille van dit feit werden de analyses herhaald met aftrek van A. minutissima van IS en toevoeging aan IA. Tabel 13 toont de gemiddelde waarden, minima en maxima van het aandeel IA en IS taxa met en zonder A. minutissimum onder de klassen fysicochemie. Figuur 22 geeft dit grafisch weer, waarbij 1 gelijk staat aan Slecht tot 5, wat gelijk staat aan Zeer Goed. Tabel 13: Gemiddelde, minimale en maximale waarden van het aandeel IA en IS binnen fysicochemische kwaliteitsklassen. Zn Am: zonder A. minutissima; Met Am: toevoeging van A. minutissima. Parameter ZG G M O S Gem Min Max Gem Min Max Gem Min Max Gem Min Max Gem Min Max % IA zn Am 42,4 13,2 81,2 35,7 10,2 69,8 39,4 1,8 94,0 52,0 6,4 92,0 41,2 1,8 80,0 % IS zn Am 14,8 1,4 50,8 16,4 0,6 44,0 18,3 0,4 81,0 10,5 0,0 55,2 14,5 0,4 91,0 % IA met Am 50,4 14,2 89,3 36,2 14,8 69,8 40,9 3,2 94,0 54,2 6,4 92,0 45,9 1,8 88,8 % IS met Am 22,7 1,6 53,8 16,8 0,6 44,0 19,7 0,4 81,0 12,6 0,0 76,7 19,2 1,4 91,0 Ook hier zien we een heel sterke overlap tussen de klassen. Percentages IS taxa zweven bij de 3 onderste klassen gemiddeld rond de 15%. De gemiddelde waarden van IA taxa situeren zich tussen 30% en 60%, maar de grote overlap van foutenvlaggen suggereert een niet significant verschil. Dit is eveneens het geval voor het percentage IS. Uit deze analyse kunnen we dus ook geen klassegrenzen opstellen. 60

61 70 60 PA IA PA IS 50 Procentuele Abundantie Klasse FC Figuur 22: Gemiddelde waarden en foutenvlaggen van het aandeel IA en IS binnen fysicochemische kwaliteitsklassen. 1 = Slecht tot 5 = Zeer Goed. Er is een uitermate hoge graad van overlap dat zinnige grenzen niet kunnen worden afgeleid. Ondanks de hoge onzekerheid bij gebruik van de klassegrenzen van Bg/Rk duidt de soortsamenstelling van alvast de zoete polderwaterlopen op de mogelijkheid tot overname van de indicatorsoorten van Bg en Rk (waarbij volgens expertopinie het type Bg het best benaderend is). Deze soorten zijn opgenomen in bijlage 3. Hierbij zijn eveneens enkele voorstellen opgenomen voor de tot nu toe ontbrekende brakke soorten (Bart Van De Vijver). Van Navicula flandriae zijn er nog te weinig gegevens om hier een correcte status aan toe te wijzen wegens recente beschrijving. Bacillaria paxillifer, Luticola mutica en Nitzschia liebetruthii kunnen gezien worden als typisch voor brakke systemen zonder dat deze noodzakelijk een verslechtering van de waterkwaliteit betekenen. Hier wijst het voordeel van de twijfel ons naar een goede indicator (IS). 61

62 62

63 4.8 Evaluatie van het Nederlandse systeem voor fytobenthos van brakke wateren en toepassingsmogelijkheden binnen Pb. Een PISIAD-index afgeleid van puur zoete types zou een goed beeld geven van de fysicochemische kwaliteit, maar niet van de zouthuishouding en kenmerkendheid van de gemeenschappen van brakke wateren. Hiervoor werd het Nederlandse type voor brakke wateren geanalyseerd en werd de toepassingsmogelijkheid voor het type Pb eveneens geëvalueerd. In het Nederlandse systeem voor brakke wateren wordt de link van fytobenthosgemeenschappen en fysicochemie niet rechtstreeks gelegd. Hier is fytobenthos een deelmaatlat welke onderverdeeld is in twee latten: kenmerkendheid van de flora en indicatief karakter voor zoutconcentraties (Gotjé et al., 2002). Het brakkarakter wordt hierbij berekend door het gewogen gemiddelde te nemen van de procentuele abundanties van de soorten vermenigvuldigd met hun zoutindicatiewaarde. Kenmerkendheid is de som van het aantal algemene soorten plus twee maal het aantal kenmerkende soorten. Zowel de zoutindicatiewaarde als de tabel ter bepaling van kenmerkendheid zijn opgenomen in bijlage 4 en 6 in Gotjé et al. (2002) (eveneens opgenomen in Bijlage 4 en 5 in dit document). Bij wijze van oefening werden de zoutindicatiewaarden (ZIW) voor de soorten die aanwezig zijn in de stalen van polderwaterlopen overgenomen, het brakkarakter berekend en de relatie tot chloride berekend. In het Nederlands systeem zijn voor licht brakke wateren de (gewogen) gemiddelde zoutindicatiewaarden tot 3,4 slecht te noemen, goed tot 4,4 en zeer goed vanaf 4,4 tot 6. Deze oefening resulteerde niet in een significante correlatie tussen de ZIW en chloride (R = -0,02; Figuur 23). Enige trend is eveneens afwezig. Mogelijke verklaring is de zeer lage aanwezigheid van brakke soorten en een niet volledige lijst voor Vlaamse polderlopen. Het systeem van zoutindicatiewaarden van Nederlandse maatlatten voor brakke wateren kan voorlopig niet worden toegepast op brakke Polderwaterlopen aangezien enige vorm van trend en aldus de mogelijkheid tot klasse-afbakening ontbreekt. 4,0 3,5 3,0 2,5 ZIW 2,0 1,5 1,0 0,5 0, Cl- Figuur 23: Scatterplot van de zoutindicatiewaarde (ZIW) en chlorideconcentraties, met een duidelijk ontbrekende trend. 63

64 64

65 5. Evalueren en bijstellen van de Multimetrische Macroinvertebraat Index Vlaanderen (MMIF) voor zoete en brakke polderwaterlopen 5.1 Validatie van de subtypologie Pz en Pb aan de hand van macroinvertebraatgemeenschappen Met behulp van de software Primer v.7 werd een non-metrical multi dimensional scaling (nmds) en een analysis of similarity (ANOSIM) uitgevoerd om na te gaan in hoeverre de macro-invertebraat-gemeenschappen de typologie Pz en Pb reflecteren. De similariteitsmatrix werd ook hier opgesteld met Bray Curtis similarity, hetgeen de aangeraden dissimilariteitsindex is voor abundantiedata. Hiermee werd getracht een antwoord te bieden op de vraag welke taxa het verschil uitmaken tussen brakke en zoete systemen, met het oog op het opstellen van een typespecifieke index. De twee types kennen een significant verschil in gemeenschappen (R = 0,13 ; p = 0,01 < 0,05). Tabel 14 toont de resultaten van de analyse tussen de types Pb en Pz en toont welke taxa dit verschil het meest bepalen. We vinden voornamelijk een lagere abundantie Tubificidae, Asellidae en Helobdella in brakke dan in zoete polderwaterlopen. Een hoge abundantie van Tubificidae, een familie van oligochaete wormen, wordt doorgaans geassocieerd met verstoorde systemen. Helobdella is een genus van bloedzuigers van de familie Glossiphoniidae, welke terug te vinden zijn in zoet water. Soorten binnen dit genus zouden inderdaad brak water mijden. Binnen de familie van Asellidae, waterpissebedden, vinden we twee zoetwatersoorten in Vlaanderen. Zowel Asellus aquaticus als Proasellus meridianus komen algemeen voor, terwijl de laatste echter wat minder tolerant is naar verstoring. Om welke soorten het hier gaat kon niet worden vastgesteld. Daar waar Asellidae doorgaans de meest dominante groep van macro-crustacea vormt in stilstaand en traagstromend zoet water of zoete polderwaterloop, wordt dit evenwicht in brak water gedraaid naar de families Palaemonidae, Mysidae en Gammaridae. In Tabel 14 merken we dat er in brakke polderwaterlopen duidelijk een groter aandeel Gammaridae te vinden is dan in zoete lopen, wat duidt op een overgang naar brakkere systemen. Boets et al. (2011) analyseerden de Amphipoda fauna van brakke polderwaterlopen en vond een quasi één op één relatie van Palaemonidae en Palaemonetes varians (brakwatersteurgarnaal), alsook van Mysidae en Neomysis integer (brakwateraasgarnaal). Voor Gammaridae was het verhaal iets complexer, waarbij in grootste mate Gammarus tigrinus, maar ook in grote mate Gammarus duebeni en Gammarus zaddachi werden waargenomen. De dominantie door de exoot Gammarus tigrinus is hierbij mogelijk te wijten aan de effecten van verzoeting op de reproductiecyclus van G. zaddachi en G. duebeni (Boets et al., 2011). We vinden eveneens een trend naar een hogere abundantie van Chironomidae in brakke polderwaterlopen. Een hogere abundantie Chironomidae valt doorgaans te linken aan een 65

66 meer eutroof systeem. Door de VMM wordt de onderverdeling nog gemaakt tussen de types thummi-plumosus en non-thummi-plumosus, waarbij thummi enkel ventrale tubili bezit en thummi-plumosus ventrale en laterale tubili bezit voor een betere ademhaling. De groep Chironomidae tp kan in theorie lagere zuurstofconcentraties aan en kan zo een maat zijn voor saprobie. Binnen deze familie zijn er enkele soorten die eerder brak genoemd kunnen worden. Door het hogere taxonomische niveau dat wordt aangehouden bij determinaties kan het verschil tussen brakke en zoete/tolerante fauna niet worden bepaald. Figuur 22 toont tot slot de grafische 2-dimensionale groepering van de types na nmds analyse. Ondanks de significante verschillen tussen de groepen Pb en Pz vormen deze, conform de diatomeeën in hoofdstuk 4, een continuüm en kan het juiste splitsingspunt niet worden bepaald. Deze resultaten tonen eenzelfde beeld als hierboven gesproken, waarbij de families Mysidae en Gammaridae gelijklopend reageren, hetgeen vermoedelijk duidt op de meest brakke meetpunten. Een kleine groep meetpunten splitst zacht af, met de voornaamste kenmerkende soorten Oligochaeten en Chironomidae tp. Deze wijzen vermoedelijk op verstoorde, eutrofe en/of saprobe systemen met een lagere zuurstofbeschikbaarheid. Vertegenwoordigers van het genus Ischnura vormen een laatste richting in het spectrum. Ischnura (hier waarschijnlijk I. elegans daar I. pumilio eerder een koloniserende soort is van kleine, nieuwe wateren) is doorgaans sterk aanwezig in plots met een ruime beschikbaarheid van waterplanten, maar is voor de rest eerder tolerant voor eutrofiëring. Fig. 22: nmds plot van de macro-invertebraatgemeenschappen van zoete (rood) en brakke (blauw) polderwaterlopen. De types verschillen significant in gemeenschappen (p < 0,01) maar vormen in praktijk een continuüm. 66

67 De nmds en ANOSIM analyses geven ons een preliminair idee over de verschillen tussen brakke en zoete lopen. We vinden logische resultaten naar onder andere dominantie van Crustacea toe. Wegens de optredende verzoeting in brakke systemen (zie hoofdstuk 2) kan dit duidelijke verschil vervaagd zijn waardoor de grenzen tussen zoet en brak weinig tot niet zichtbaar zijn in praktijk. Hoe deze gemeenschappen zich effectief profileren naar fysicochemische kwaliteit toe wordt in volgende punt besproken. Tabel 14: Resultaten van de ANOSIM-analyse tussen de types Pz en Pb. Kolom 1: taxa, kolom 2: gemiddelde abundantie (vierkantsworteltransformatie) in Pb, kolom 3: gemiddelde abundantie (vierkantsworteltransformatie) in Pz, kolom 4: percentage contributie tot dissimilariteit en kolom 5: cumulatief percentage tot dissimilariteit. Pb & Pz Gemiddelde dissimilariteit = 70,87 Pb Pz Taxa Gem Abund Gem Abund Contributie % Cummulatief % Tubificidae 2,3 3,3 8,8 8,8 Gammaridae 3,0 0,3 8,3 17,1 Oligochaeta 1,6 1,4 8,0 25,1 Asellidae 1,6 3,1 7,8 33,0 Chironomidae tp 2,5 2,3 7,2 40,2 Chironomidae ntp 3,1 2,6 6,5 46,7 Helobdella 0,7 1,6 3,9 50,6 Naididae 0,8 0,9 3,5 54,1 Sigara 0,7 0,6 2,8 56,9 Bithynia 0,7 0,8 2,8 59,7 Valvata 0,4 0,8 2,5 62,2 Physella 0,7 0,4 2,3 64,5 Glossiphonia 0,5 0,8 2,2 66,7 Erpobdella 0,2 0,8 2,2 68,9 Cloeon 0,6 0,5 2,2 71,0 Om tegemoet te komen aan de nood aan referentiedata van brakke systemen werden gegevens van de Nederlandse types M30 (zwak brakke wateren), M31 (sterk brakke tot zoute wateren) en M1B (Brakke sloot) verkregen van Professor Dr. Piet Verdonschot (Wageningen Universiteit, aangeleverd in november 2015). Om te testen welk van bovenstaande types het dichtst aanleunt bij het Vlaamse type Pb werd eveneens een ANOSIM analyse uitgevoerd. Resultaten zijn te vinden in tabel 15 en tonen aan dat de types Pz en M30 het dichtst aanleunen bij de data van het type Pb. Bij de analyses in 5.4 wordt gebruik gemaakt van het type M30 als referentiekader. 67

68 Tabel 15: resultaten van de ANOSIM analyse van de Vlaamse en Belgische brakke wateren en het type Pz. Groepen Gem.dissimilariteit Pb & Pz 70,78 Pb & M30 71,95 Pb & M31 78,14 Pb & M1B 72,96 68

69 5.2 Respons van macro-invertebraatgemeenschappen van polderwaterlopen op fysicochemie Om de verschillen in respons van de taxa tot verschillende waterkwaliteitsvariabelen te testen werd voor elk type een PCA en RDA analyse uitgevoerd. PCA test de lineaire verdeling van gemeenschappen overheen alle variatie. RDA test de lineaire verdeling van gemeenschappen overheen de variatie die werd verklaard door de geteste fysicochemische variabelen. De resultaten van de PCA en RDA analyse van brakke waterlopen is terug te vinden in Tabel 16, deze van zoete waterlopen in tabel 17. Ter illustratie is telkens de PCA plot voor brakke (figuur 24) en zoete (figuur 25) polderlopen gegeven om de resultaten grafisch weer te geven. De PCA analyse van brakke polderwaterlopen verklaarde 28% van de variatie op as 1 en 11,5% op as 2 (tabel 16, figuur 24). Bij het gebruik van RDA daalde deze percentages respectievelijk tot 10,8% en 4,4%. Deze percentages liggen niet hoog, en een groot deel van de variatie lijkt verklaard te worden door een nog onbekende parameter. Voorbeelden hiervan zijn de aanwezigheid van waterplanten, hydromorfologie en geografische ligging (cfr. de mogelijkheid tot kolonisatie). Door de brede range in jaartallen ( ), maar de beperkte opname van hydromorfologie en macrofyten konden deze niet worden getest. Opvallend is hier de tegengestelde verdeling van de meeste taxa ten opzichte van de eutrofie- en saprobie-variabelen. Dit duidt dat een hoge graad van vervuiling een waarneembaar effect heeft op de gemeenschapsstructuur, en dat bijgevolg de creatie van een aangepaste index niet onmogelijk is. Eveneens opvallend is de correlatie tussen de brakke Crustacea-families Mysidae, Palaemonidae en Gammaridae met saliniteitsvariabelen Cl - en EGV. Daar de brakkere lopen doorgaans een hogere ph en een hogere fosfaatbeschikbaarheid tonen ook deze laatste variabelen in zekere mate brakkarakter aan. Deze families lijken, samen met de resultaten uit 5.1, kenmerkend te zijn voor brakke systemen. Tot slot is het taxon Oligochaeta sterk afgesplitst met de rest van de taxa en ligt deze als enige in lijn met vervuiling. Dit is niet opmerkelijk aangezien een hoge abundantie van Oligochaeta al aangetoond sterk gecorreleerd is met verstoring. Indexen die de abundantie van Oligochaeta weerspiegelen zijn hierdoor goede kanshebber om waterkwaliteit te weerspiegelen. De PCA analyse van zoete polderwaterlopen verklaarde 30% van de variatie op as 1 en 13% op as 2 (tabel 17, figuur 25). Bij het gebruik van RDA daalden deze percentages respectievelijk tot 19,1% en 7,3%. Ook hier is de verklaarde variatie door de fysicochemische parameters laag. Ook bij zoete polderwaterlopen zien we de afsplitsing van het taxon Oligochaeta ten opzichte van de andere taxa, welke ook hier meegaat met stikstofvervuiling en saprobie (figuur 24). Taxa zoals Tubificidae, Chironomidae tp en Sigara maken in grote mate de 69

70 andere kant van het spectrum uit in tegengestelde richting van zuurstof. Deze resultaten zijn conform de algemene kennis dat Chironomidae tp en Tubificidae zich bij zeer lage zuurstofconcentraties nog kunnen handhaven, waarbij deze de gemeenschap kunnen domineren. Sigara is een genus van waterwantsen binnen de familie van de Corixidae, zijn over het algemeen tolerant te noemen en maken zowel in Pb als Pz een grote mate van de abundantie van aquatische Hemiptera uit. Bij hogere zuurstofconcentraties en eveneens een hogere chorideconcentratie komen de meeste soorten voor. Hiertoe behoren ook taxa die een hogere waterkwaliteit beogen en die daarvoor een hogere tolerantiescore (TS) krijgen in de MMIF-tabel. Voorbeelden zijn het haftengenus Caenis (TS = 6), het molluskengenus Ferrissia (TS = 7) en het waterjuffergenus Erythromma (TS = 7). Eveneens liggen deze in lijn met de brakkere taxa zoals Gammaridae. Daar verzilting van de zoete lopen doorgaans als verstoring wordt aanschouwd kan dit een probleem vormen. Figuur 24: resultaten van de PCA-analyse van brakke polderwaterlopen. 70

71 Tabel 16: resultaten van de PCA- en RDA-analyse van brakke polderwaterlopen. PCA Pb Assen Totaal variantie Eigenwaarden Cummulatief percentage variantie RDA Pb Assen Totaal variantie Eigenwaarden Cummulatief percentage variantie Figuur 25: resultaten van de PCA-analyse van zoete polderwaterlopen. 71

72 Tabel 17: resultaten van de PCA- en RDA-analyse van zoete polderwaterlopen. PCA Pz Assen Totaal variantie Eigenwaarden Cummulatief percentage variantie RDA Pz Assen Totaal variantie Eigenwaarden Cummulatief percentage variantie

73 5.3 testen van de performantie van de huidige MMIF voor Pb en Pz Als eerste test werd de performantie van de huidige MMIF getest voor de types Pb en Pz. Tabel 18 toont de correlaties van elke deelindex en de volledige MMIF met de fysicochemische variabelen voor zoete polderwaterlopen. Tabel 19 toont deze voor brakke polderlopen. Significante correlaties zijn vetgedrukt en grijs gemarkeerd. De deelindexen zijn het aantal Ephemeroptera/Plecoptera/Trichoptera taxa (EPT taxa), het aantal taxa (TAXA), de Shannon-Wiener diversiteitsindex (SWD), het aantal gevoelige taxa met tolerantiescore van 6 of meer (NST) en de gemiddelde tolerantiescore (MTS). Bij zoete polderwaterlopen zien we dat de deelindex SWD met geen enkele waterkwaliteitsparameter significant correleert. De indexen EPT en TAXA correleren enkel met de chlorideconcentratie. Dit stelt reeds een eerste probleem, conform de resultaten uit 5.2, dat brakkere sloten ook een hogere diversiteit blijken te bezitten. Dit valt te verklaren door de resultaten van figuur 25 te bekijken, waaruit blijkt dat brakkere sloten ook de neiging hebben om zuurstofrijker te zijn. Ook de indexen NST en MTS kennen een significante correlatie met chloride. De parameter MTS is de enige die rechtstreeks gecorreleerd is met vervuilingsparameters voor saprobie (BZV, Pt, Org N), maar ook met chloride. Het resultaat is dat de MMIF netto naast een maat voor fosfor, in feite een maat is voor het brakkarakter (Figuur 26). Een nota moet hierbij worden gemaakt dat door het lager aantal bemonsteringen van zoete polderwaterlopen ten opzichte van brakke, er minder correlaties significant worden bevonden en dat de MMIF waarschijnlijk ook goed presteert naar BZV (R = -0,32), ammonium (R = -0,21) en organische stikstof (R = -0,26) toe. Ook blijven deze chlorideconcentraties over het algemeen laag (Figuur 26). Deze fluctuaties kunnen alsnog als neutraal worden opgevat binnen het type Pz. Tabel 18: Correlatie van de MMIF en zijn deelindexen met de fysicochemie voor het type Pz Parameter NH4+ BZV Cl- EGV Pt OrgN N t NO3- NO2- OPO4 ph SO42- T O2 O2verz EPT taxa -0,17-0,17 0,59 0,32-0,22-0,18-0,20-0,05-0,13-0,11 0,19 0,11 0,07 0,10 0,17 TAXA -0,22-0,31 0,57 0,35-0,34-0,27-0,22 0,02 0,13-0,07 0,08 0,12 0,02 0,01 0,06 SWD -0,03-0,11 0,20 0,11-0,30-0,05 0,08 0,18 0,25 0,06 0,03 0,18 0,19 0,00 0,07 NST -0,16-0,21 0,64 0,36-0,22-0,18-0,17-0,01-0,09-0,06 0,14 0,10 0,00 0,06 0,09 MTS -0,31-0,47 0,37 0,13-0,47-0,38-0,22 0,18 0,29-0,14 0,02 0,02-0,15 0,09 0,12 MMIF -0,21-0,32 0,50 0,27-0,36-0,26-0,17 0,09 0,10-0,07 0,03 0,09-0,03 0,03 0,07 73

74 0,9 0,8 0,7 0,6 MMIF 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0, Cl- Figuur 26: Correlatie van de MMIF en Chloride in het type Pz Uit de analyses van het type Pb (tabel 19) blijkt dat er meer correlaties zijn dan bij het type Pz, maar dit kan te wijten zijn aan het hoger aantal meetpunten. De reactie van de MMIF en zijn deelindexen zijn hier sterker waar te nemen, maar ook hier stellen er zich enkele problemen. De indexen EPT, TAXA, SWD, NST en hierdoor de MMIF correleren allen negatief met het chlorideniveau (MMIF, zie figuur 27), dit in contrast met de zoete waterlopen waar deze een positieve relatie kenden. De negatieve relatie met ph, sulfaat en EGV zijn hier waarschijnlijk te wijten aan de sterke correlatie van deze variabelen met chloride, daar brakke lopen een hogere geleidbaarheid bezitten, doorgaans een hogere ph hebben en samen met brak water er ook sulfaat wordt ingebracht in het systeem. Deze resultaten kunnen verklaard worden doordat er in brakkere systemen van nature minder soorten voorkomen (vanwaar het effect op TAXA en SWD) en er nagenoeg geen Ephemeroptera, Plecoptera en Trichoptera aanwezig zijn (vanwaar het effect op EPT en inherent NST, daar de meest tolerante zoetwatersoorten in de tolerantietabel een hogere TS krijgen). Alle deelindexen en ter consequentie ook de MMIF correleren negatief met zuurstofwaarden. Dit lijkt contra intuïtief, maar deze relatie wordt bekomen doordat zuurstofwaarden meer te hoog neigen te zijn dan te laag. De hoge mate van zuurstof is hier dan een maat voor de organische belasting en waarschijnlijk vorming van algen eerder dan 74

75 een maat voor kwaliteit. Door het laag aantal chlorofyl a metingen coherent met de macroinvertebraat-opnames kon dit laatste echter niet worden getest met de MMIF parameters. Tot slot correleren de indexen EPT, TAXA en NST positief met nitriet en nitraat. Het resultaat is een correlatie van de MMIF met nitriet. Als we figuur 24 in beschouwing nemen zien we dat vooral nitriet zich plaatst met de meeste soorten. Een verklaring hiervoor ontbreekt, maar dit kan te wijten zijn aan secundaire effecten door de statistiek daar de concentraties nitriet schommelen rond de detectielimiet. Tabel 19: Correlatie van de MMIF en zijn deelindexen met de fysicochemie voor het type Pb Parameter NH4+ BZV Cl- EGV Pt OrgN N t NO3- NO2- OPO4 ph SO42- T O2 O2verz EPT taxa -0,01-0,39-0,25-0,30-0,01-0,13 0,16 0,27 0,32 0,06-0,38-0,22-0,19-0,33-0,37 TAXA -0,08-0,31-0,30-0,36 0,06-0,16 0,09 0,22 0,29 0,09-0,33-0,31 0,05-0,38-0,35 SWD -0,13-0,27-0,25-0,30 0,06-0,17 0,01 0,13 0,16 0,09-0,30-0,24 0,06-0,35-0,33 NST -0,09-0,33-0,29-0,34 0,04-0,16 0,12 0,24 0,28 0,07-0,34-0,30-0,01-0,33-0,32 MTS -0,23-0,40-0,15-0,19 0,09-0,31-0,13 0,06 0,16 0,14-0,20-0,20 0,07-0,41-0,38 MMIF -0,11-0,36-0,27-0,33 0,09-0,20 0,04 0,18 0,27 0,12-0,35-0,29 0,03-0,42-0,40 0,9 0,8 0,7 0,6 MMIF 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0, Cl- Figuur 27: Correlatie van de MMIF en chloride voor het type Pb 75

76 1,0 0,8 0,6 MMIF 0,4 0,2 0, Cl- Figuur 28: Correlatie van de MMIF en chloride voor het hele type P. De rode lijn is de berekende modellijn die de globale correlatie weergeeft. De blauwe lijn is een arbitrair geplotte lijn en dient louter als illustratie voor de stijgende trend van de MMIF in de brakkere punten. Figuur 28 toont nogmaals de MMIF scores in relatie tot de chlorideconcentraties, maar dan voor zowel Pz als Pb. De rode curve is de geplotte modellijn, welke een negatieve relatie weergeeft tussen de MMIF en deze chlorideconcentraties. We merken echter op dat er een positieve relatie ontstaat vanaf chlorideconcentraties van ongeveer mg/l. De blauwe curve op figuur x geeft deze relatie weer (let wel, deze is arbitrair gekozen en houdt geen rekening met de omliggende punten waaronder deze van chlorideconcentraties hoger dan mg Cl/L). Hierdoor is het waardevol om voorbij de grenzen van de typeverdeling te kijken en om de onderverdeling te maken tussen zoet als chlorideconcentraties tot mg/l en brak als die stalen waarvoor de chlorideconcentraties boven de mg/l gaan. 76

77 5.4 Relatie van de huidige MMIF ten opzichte van fysicochemische variabelen bij onderverdeling aan de hand van chlorideconcentraties Uit vorig deelhoofdstuk bleek dat de MMIF zich anders gedraagt indien we de typeverdeling achterwege laten en we de punten kiezen aan de hand van chlorideconcentraties. Omwille van deze reden werd de vorige oefening herhaald voor alle stalen van het type P waarvoor de concentratie chloride groter was dan mg/l en voor alle stalen kleiner dan deze concentratie (zie figuur 28 voor een verdeling van de MMIF ten opzichte van de chlorideconcentratie voor het hele type P). Bij eenzelfde oefening met verdeling van het type M30 krijgen we voor brakke punten (1.000 tot mg CL/L) geen relatie te zien tussen de MMIF en chloride (Figuur 29). Dit is niet noodzakelijk slecht, want bij deze concentraties is de zouthuishouding reeds goed te noemen. Een kleine tot afwezige correlatie met chloride kan dan impliceren dat chloride niet langer de MMIF doet verschuiven in één bepaalde richting. 1,0 0,9 0,8 0,7 0,6 MMIF 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0, Cl- Figuur 29: Correlatie van de MMIF en chloride voor de brakke punten (> mg Cl-/L) van M30. Ook voor de datapunten van M30 met chlorideconcentraties kleiner dan mg/l zien we geen enkele correlatie (Figuur 30). Dit is enkel slecht te noemen indien een verzilting als 77

78 negatief wordt opgevat in het geval van een vertaling naar Pz, of dat een verzoeting als negatief wordt opgevat in het geval van een vertaling naar Pb. 1,0 0,8 0,6 MMIF 0,4 0,2 0, Cl- Figuur 30: Correlatie van de MMIF en chloride voor de zoete punten (< mg Cl-/L) van M30. Volgende drie tabellen duiden de correlatie van de MMIF en zijn deelparameters voor de brakke punten van type P (tabel 20), de zoete punten van type P (tabel 21) en de brakke punten van type M30 (tabel 22). Voor de brakke punten van type P zie we een netto positieve correlatie van de MMIF met ammonium, organische stikstof en nitriet, hetgeen vertaald is in alle deelparameters. Enkel de deelparameter TAXA kent een negatieve correlatie met het elektrisch geleidingsvermogen (EGV) wat te verwachten valt in brakke systemen. Op een scatterplot van de MMIF tot ammonium is deze positieve relatie echter zwak te zien (figuur 31). Een goede score van de MMIF in deze plots ontbreekt eveneens. Een laag aantal samples ligt deels aan de basis van dit fenomeen (N=25). Tabel 20: Correlatie van de MMIF en zijn deelindexen met de fysicochemie voor de brakke punten van het type P Parameter NH4+ BZV Cl- EGV Pt N org N t NO3- NO2- OPO4 ph Sulfaat T O2 O2verz TAXA 0,52 0,01-0,31-0,49 0,17 0,54 0,51 0,01 0,56 0,28-0,26-0,32-0,06-0,34-0,35 SWD 0,27 0,18-0,36-0,45 0,46 0,33 0,31 0,01 0,32 0,44-0,04-0,36 0,07-0,16-0,18 NST 0,54-0,11-0,12-0,30 0,16 0,53 0,43-0,21 0,54 0,22-0,26-0,13 0,11-0,41-0,37 MTS 0,22 0,08-0,18-0,23 0,33 0,22 0,08-0,41 0,26 0,35-0,08-0,19 0,20-0,31-0,25 MMIF 0,47 0,00-0,25-0,40 0,34 0,47 0,37-0,21 0,50 0,43-0,20-0,26 0,06-0,41-0,39 78

79 1,0 0,9 0,8 0,7 0,6 MMIF 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0, NH4+ Figuur 31: Correlatie van de MMIF van de brakke punten van type P en ammonium Voor de zoete punten van het type P zien we betere trends met significante correlaties van de MMIF met ammonium, biologisch zuurstofverbruik (BZV), chloride en EGV, organische stikstof, ph en sulfaat (Tabel 21). Deze verdeling kent ook een negatieve relatie met zuurstof, maar inspectie van de scatterplot leert dat dit deze een goede verdeling heeft met een optimum van de MMIF rond de 8 mg/l zuurstof, wat als een ecologisch goede hoeveelheid kan worden beschouwd (figuur 32). De relatie tot stikstof (met als voorbeeld organische stikstof in figuur 33) kent eveneens een goede negatieve relatie. De plot in figuur 33 leert ons dat deze relatie pas zichtbaar wordt met concentraties van meer dan 5mg/L. Over het algemeen lijkt de MMIF goed bruikbaar in zoete polderlopen, en zal in eerste instantie worden gepoogd om eerder de klassegrenzen van de huidige MMIF aan te passen dan nieuwe deelindexen te selecteren. 79

80 Tabel 21: Correlatie van de MMIF en zijn deelindexen met de fysicochemie voor de zoete punten van het type P Parameter NH4+ BZV Cl- EGV Pt N org N t NO3- NO2- OPO4 ph Sulfaat T O2 O2verz TAXA -0,18-0,26-0,22-0,23-0,08-0,24-0,07 0,14 0,18 0,07-0,19-0,20 0,05-0,29-0,26 SWD -0,08-0,15-0,30-0,31-0,08-0,13 0,01 0,13 0,16 0,06-0,26-0,17 0,09-0,32-0,29 NST -0,17-0,23-0,17-0,19-0,06-0,21-0,05 0,13 0,09 0,06-0,15-0,19-0,03-0,21-0,20 MTS -0,28-0,38-0,16-0,17-0,15-0,35-0,19 0,09 0,17 0,05-0,12-0,24 0,00-0,28-0,27 MMIF -0,20-0,29-0,21-0,22-0,09-0,26-0,09 0,13 0,16 0,07-0,21-0,22 0,01-0,30-0,28 1,0 0,9 0,8 0,7 0,6 MMIF 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0, O2 Figuur 32: Correlatie van de MMIF van de zoete punten van type P en zuurstof. 80

81 1,0 0,9 0,8 0,7 0,6 MMIF 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0, N org Figuur 33: Correlatie van de MMIF van de zoete punten van type P en organische stikstof Tot slot werd de huidige MMIF geëvalueerd ten opzichte van alle brakke punten binnen het gelijkende Nederlandse type M30 (Tabel 22). Deze correleert negatief met totaal fosfor en fosfaat, maar eveneens met chloride, EGV en sulfaat. Een hoger zoutgehalte zal impliceren dat de MMIF daalt, en maakt dat de MMIF voor deze systemen niet bruikbaar is, conform de brakke punten van type P. Tabel 22: Correlatie van de MMIF en zijn deelindexen met de fysicochemie voor de brakke punten van het type M30 Parameter NH4+ BZV Cl- EGV Pt N org N t NO3- NO2- OPO4 ph Sulfaat T O2 O2verz TAXA -0,07 0,07-0,29-0,27-0,16-0, ,03-0,01-0,20-0,05-0,31-0,05-0,02 - SWD 0,03 0,02-0,10-0,10-0,03 0,01-0,00 0,01-0,06-0,22-0,18-0,19-0,06 - NST -0,11 0,03-0,22-0,21-0,17-0, ,06-0,08-0,20-0,06-0,24 0,00-0,05 - MTS -0,05 0,05 0,13 0,04-0,05-0, ,06-0,08-0,06 0,04 0,02 0,15 0,05 - MMIF -0,04 0,05-0,16-0,17-0,15-0, ,03-0,03-0,18-0,06-0,21-0,06 0,00-81

82 82

83 5.5 Afleiden van klassegrenzen van de huidige MMIF voor de zoete punten van type P Vorig deelhoofdstuk toonde aan dat de huidige MMIF juist correleert met vervuilingsparameters zoals nutriënten (zijnde negatief). Deze MMIF was echter berekend met de oorspronkelijke klassegrenzen. Om de MMIF juist af te stellen voor dit type dient geëvalueerd te worden of deze klassegrenzen juist zijn. Hiervoor werden gemiddelde, minimum, maximum, 10%-percentiel en 90%percentiel van alle deelparameters berekend ten opzichte van de fysicochemische kwaliteit. Hiervoor werden aan de hand van hoofdstuk 3 (referentiecondities) de stalen onderverdeeld in kwaliteitsklassen qua fysicochemie. Tabel 23 geeft deze waarden weer. Tabel 23: Gemiddelde, Minimum, Maximum, 10-percentiel, 90-percentiel en oorspronkelijke klassegrenzen (KG) van de MMIF voor het type P. Kwaliteit Parameter Gem Min Max Perc 10 Perc 90 Huidige KG S O M G ZG EPT taxa 0,42 0,00 2,00 0,00 2,00 0 TAXA 13,19 2,00 36,00 3,00 26,00 <= 5 SWD 1,30 0,16 2,47 0,51 2,08 <= 0,2 NST 2,77 0,00 11,00 0,00 7,00 0 MTS 3,77 2,00 4,89 2,33 4,74 <= 2 EPT taxa 0,61 0,00 3,00 0,00 1,00 <= 2 TAXA 16,48 2,00 32,00 3,00 31,00 <= 13 SWD 1,46 0,34 2,53 0,57 2,25 <= 1,025 NST 3,57 0,00 11,00 0,00 8,00 <= 2,5 MTS 3,90 2,00 5,08 2,33 4,75 <= 3,075 EPT taxa 0,74 0,00 4,00 0,00 2,00 <= 4 TAXA 14,59 2,00 42,00 4,00 26,00 <= 21 SWD 1,43 0,01 2,83 0,30 2,17 <= 1,85 NST 3,23 0,00 14,00 0,00 7,00 <= 5 MTS 4,14 2,67 5,02 3,00 4,74 <= 4,15 EPT taxa 0,82 0,00 6,00 0,00 2,00 <= 6 TAXA 16,73 1,00 47,00 5,00 30,00 <= 29 SWD 1,48 0,00 3,01 0,75 2,34 <= 2,675 NST 4,02 0,00 19,00 0,00 10,00 <= 7,5 MTS 4,10 2,00 5,18 3,20 4,81 <= 5,225 EPT taxa 1,00 0,00 4,00 0,00 4,00 > 6 TAXA 14,00 6,00 32,00 6,00 32,00 > 29 SWD 1,28 0,90 2,28 0,90 2,28 > 2,675 NST 3,75 0,00 13,00 0,00 13,00 > 7,5 MTS 3,98 3,17 4,91 3,17 4,91 > 5,225 83

84 Als we de waarden uit tabel 3 beschouwen zien we geen onmiddellijke indicatie van een logische klassebegrenzing volgens fysicochemie. Voor elke deelparameter geldt immers dat de percentielen en grenswaarden sterk overlappen. Een zinnige afleiding is hierdoor niet te maken. De oefening kan nog gebeuren door de volledige range van de parameters te nemen, deze gelijk in te delen in de 5 klassen en nogmaals de MMIF te berekenen. De verdeling van de deelparameter EPT wordt daarbij gehouden zoals de huidige MMIF, omdat de verdeling volgens minima en maxima dit zo dirigeert, en een verdeling op basis van 10- en 90- percentiel niet zinnig is (verdeling van 0 2 overheen 5 klassen). De resultaten van deze oefening zijn weergegeven in volgende tabel (Tabel 24). Tabel 24: Correlatie van de oorspronkelijke MMIF, de MMIF met klassegrenzen op basis van minima en maxima en de MMIF met klassegrenzen aan de hand van percentielen met Parameter NH4+ BZV Cl- EGV Pt N org N t NO3- NO2- OPO4 ph Sulfaat T O2 O2verz MMIF -0,20-0,29-0,21-0,22-0,09-0,26-0,09 0,13 0,16 0,07-0,21-0,22 0,01-0,30-0,28 MMIF mm -0,20-0,28-0,23-0,24-0,10-0,26-0,10 0,13 0,15 0,05-0,20-0,20 0,02-0,28-0,26 MMIF perc -0,20-0,29-0,24-0,26-0,12-0,26-0,08 0,15 0,18 0,06-0,22-0,23 0,03-0,32-0,30 We zien slechts een zeer kleine verbetering van de correlatiewaarden in de MMIF met klasseindeling volgens percentielen (MMIF perc) ten opzichte van de originele MMIF en deze met klassegrenzen uit minimale en maximale waarden (MMIF mm). Scatterplots leren ons ook dat deze in feite niet nauwkeurig de klassen kunnen bepalen. Indien de huidige MMIF wordt behouden voor het type Pz (of het type P waarvoor de chlorideconcentraties kleiner zijn dan mg/l) is het dan ook aangeraden om de huidige klassegrenzen te houden wegens slechts een minieme verbetering en de afwezigheid van een zinnige aanpassing door vergelijking met fysicochemische kwaliteitsklassen. 84

85 5.6 Testen van alternatieve deelindices voor Pz en Pb en met additie van referentietype M30 Door de lage performantie van de huidige MMIF in de polderwaterlopen wordt in dit deel getracht om alternatieve deelindices te duiden. In het geval van zoete polderwaterlopen zijn indices die negatief correleren met vervuiling, maar slechts in beperkte mate met chloride, een mogelijk waardevolle aanvulling. Door het ontbreken van monsters van waterlopen met uitstekende fysicochemische kwaliteit moeten deze wel kritisch worden benaderd. Voor het type Pb zijn alternatieve deelindexen die positief of niet correleren met chloride, maar negatief met vervuiling, een mogelijke aanvulling. Het ontbreken van monsters met zeer goede fysicochemische kwaliteit werd hier opgevangen door het gebruik van gegevens van monsters uit het Nederlandse type M30 (aangeleverd door Prof. Dr. Piet Verdonschot, Wageningen Universiteit, in november 2015). Gezien de sterke gelijkenis van Pz en verzoete Pb werden deze punten samen beschouwd. Voor de analyses van brakke wateren werd het type Pb samengelegd met het type M30 en dit voor de stalen bij chlorideconcentraties van meer dan mg/l chloride. Voor het selecteren van alternatieve deelindices werden een totaal van 785 kandidaatindexen beschouwd. Deze kandidaten omvatten abundantie, procentuele abundantie, aanafwezigheid en log(abundantie) van elk aanwezig taxon. Ook werden deze getallen van hogere taxonniveaus getest (zoals bijvoorbeeld abundantie Crustacea, hetgeen een samenvoeging is van alle Crustaceafamilies). Gemiddelde, minimum en maximum tolerantiescore bij gebruik van de MMIF-tabel werden eveneens getest. Tot slot werden ook diversiteitsindexen Margalef s d, Pilou s eveness, Brillouin, Simpson en Fisher getest. Als eerste criteria werden conform Stoddard et al. (2009) de indexen met minder dan 33,33% nulwaarden en met range >5 (tellingen), >10% (percentages) en > 3,5 (log-waarden) behouden als kandidaat-indexen. Dit leverde een totaal op van 45 kandidaten voor zoete polderwaterlopen en 50 kandidaten voor brakke polderwaterlopen (Tabel 25 en 26). Van deze indexen werd de correlatie berekend met de fysicochemische waarden. Voor zoete polderlopen zien we geen extreme correlaties tussen de fysicochemische waarden en de kandidaat-indices. De abundantie en procentuele abundantie van Chironomidae thummi-plumosus en de abundantie van diptera correleren als enige positief met zuurstofwaarden. Deze zijn echter te wijten aan enkele uitschieters en van een echte relatie is geen sprake. Geen enkele van de waarden correleert significant met totaal fosfor en fosfaat. Ook de oorspronkelijke MMIF kon deze factor niet vatten (tabel 18 en tabel 21 ). Met stikstof zien we enkele indices die negatief correleren zoals log(chironomidae ntp), de maximale tolerantiescore (Max TS), log(ab Diptera) en log(ab Mollusca). Een groot aandeel correleert negatief met chloride, wat doet vermoeden dat deze ook in zoete lopen toch nog een sterke rol speelt. Over het algemeen zijn de waarden helaas laag te noemen, wat een zicht op een duidelijke verbetering van de MMIF achteruitstelt. 85

86 Voor brakke lopen van de types Pb (selectie brak) en M30 zoeken we preferentieel indices die niet tot zeer licht positief correleren met chloride om zo uit te sluiten dat de correlatie met andere waterkwaliteitsvariabelen wordt verdrongen. De kandidaat-index procentuele abundantie Sigara is zo n index die positief correleert met nutriëntconcentraties. Deze is echter niet duidelijk op een scatterplot van de data (Figuur 34, als voorbeeld Pt), waar we zien dat deze index eerder is uitgesmeerd overheen de range. Dit is consistent overheen de indexen in verband met Sigara of Hemiptera, welke deze domineert. Andere interessante indexen die niet correleren met chloride zoals PA Crustacea en PA Diptera volgen jammer genoeg dit patroon, waar zowel bij lage als hoge concentraties nutriënten de indexwaarde zowel hoog als laag ligt. Al deze correlatiewaarden zijn afkomstig van toevallige puntverdelingen waarbij er in het geheel geen duidelijke trend zichtbaar is. De mogelijkheid tot het opstellen van een multimetrische index met zinnige klassegrenzen is hierdoor niet waarschijnlijk AB Sigara Figuur 34: Scatterplot van de kandidaat-index abundantie Sigara ten opzichte van de totale fosfaatconcentratie. We zien een positieve correlatie die echter te wijten is aan outliers. De rest van de datapunten vormen een smeer waaruit geen trend af te leiden valt. Pt 86

87 Kandidaatindex Range % NUL NH4+ BZV Cl- EGV Pt N org N t NO3- NO2- OPO4 ph Sulfaat T O2 O2verz Aantal Taxa 46,00 0,00-0,18-0,26-0,22-0,23-0,08-0,24-0,07 0,14 0,18 0,07-0,19-0,20 0,05-0,29-0,26 AB Asellidae ,44 0,12-0,09-0,16-0,16-0,05 0,01-0,04-0,07 0,18 0,01-0,22-0,13 0,08-0,27-0,26 AB Chironomidae ntp ,32-0,09-0,07-0,09-0,02 0,04-0,08 0,05 0,14 0,02 0,08 0,17-0,08 0,06 0,15 0,18 AB Chironomidae tp ,24-0,05-0,02-0,01 0,07 0,02-0,03-0,11-0,11-0,07 0,02 0,24-0,06 0,05 0,26 0,28 AB Crustacea ,80-0,02-0,02 0,11 0,16 0,06-0,02-0,06-0,05 0,01 0,05 0,12 0,01 0,08-0,01 0,00 AB Diptera ,83-0,08-0,05-0,06 0,02 0,03-0,06-0,03 0,02-0,02 0,05 0,23-0,07 0,06 0,23 0,25 AB Helobdella ,88 0,18-0,06-0,26-0,28 0,00 0,11 0,12 0,05 0,17 0,05-0,20-0,24 0,09-0,27-0,24 AB Hirudinea ,95 0,08-0,11-0,29-0,31-0,03 0,03 0,14 0,15 0,23 0,05-0,23-0,25 0,07-0,26-0,24 AB Mollusca ,12-0,11-0,10-0,14-0,16-0,08-0,14-0,10 0,00 0,04-0,04-0,02-0,14 0,07-0,07-0,03 AB Oligochaeta ,05-0,04-0,04-0,03-0,04-0,08-0,07-0,14-0,11 0,02-0,04 0,03-0,02-0,03 0,06 0,04 AB Tubificidae ,44 0,00-0,07-0,12-0,13 0,02-0,04-0,10-0,09 0,14 0,07-0,15-0,13 0,04-0,23-0,22 ATT Diptera 6 1,83 0,01-0,04-0,17-0,16 0,01-0,03 0,08 0,13 0,26 0,09-0,12-0,11 0,05-0,18-0,17 ATT Mollusca 17 20,12-0,19-0,23-0,18-0,22-0,11-0,23-0,08 0,12 0,09-0,01-0,17-0,20 0,02-0,22-0,20 Log (AB Crustacea) 5,00 12,80-0,13-0,27 0,02 0,03-0,02-0,20-0,25-0,13 0,17 0,15-0,02-0,13 0,13-0,26-0,22 Log (AB Diptera) 3,83 1,83-0,22-0,22-0,02 0,05-0,11-0,25-0,19 0,00 0,09 0,05 0,09 0,05 0,10 0,00 0,03 Log (AB Mollusca) 3,08 20,12-0,20-0,27-0,19-0,22-0,11-0,25-0,14 0,06 0,17 0,03-0,18-0,19 0,08-0,27-0,24 Log (AB Oligochaeta) 3,53 3,05-0,13-0,21-0,11-0,13-0,15-0,17-0,14-0,02 0,05-0,07-0,19-0,05-0,08-0,08-0,10 Log Asellidae 3,41 27,44-0,03-0,25-0,33-0,31-0,15-0,14-0,10 0,00 0,26-0,03-0,28-0,18 0,13-0,37-0,33 Log Chironomidae ntp 3,58 7,32-0,28-0,27-0,03 0,02-0,05-0,29-0,15 0,09 0,11 0,09 0,05-0,01 0,12-0,07-0,03 Log Chironomidae tp 3,56 15,24-0,05-0,08 0,09 0,13-0,07-0,05-0,15-0,14-0,06-0,02 0,11 0,10 0,01 0,08 0,08 Log Tubificidae 3,48 27,44-0,05-0,18-0,21-0,22 0,01-0,10-0,13-0,07 0,22 0,14-0,38-0,19 0,18-0,51-0,46 MaxTS 7 0,00-0,19-0,27-0,19-0,21-0,15-0,27-0,13 0,10 0,13 0,04-0,13-0,21-0,05-0,28-0,29 NST 19 25,61-0,17-0,23-0,17-0,19-0,06-0,21-0,05 0,13 0,09 0,06-0,15-0,19-0,03-0,21-0,20 PA Asellidae 86,43 27,44 0,14-0,11-0,28-0,28-0,08 0,03-0,01-0,04 0,29-0,01-0,30-0,21 0,14-0,34-0,32 PA Chironomidae ntp 81,08 7,32-0,19-0,08 0,06 0,09 0,03-0,15 0,01 0,16 0,04 0,08 0,08 0,10 0,09 0,02 0,05 PA Chironomidae tp 90,35 15,24 0,06 0,12 0,13 0,18-0,04 0,07-0,02-0,09-0,17-0,07 0,16 0,17-0,04 0,24 0,21 PA Crustacea 99,99 12,80-0,01-0,13 0,20 0,19 0,02-0,07-0,18-0,16 0,06 0,13 0,08-0,02 0,07-0,15-0,13 PA Diptera 96,00 1,83 0,05 0,17 0,11 0,18 0,05 0,08 0,07 0,02-0,08 0,06 0,17 0,21 0,04 0,16 0,16 PA Helobdella 28,29 29,88 0,04-0,08-0,35-0,39-0,09 0,02 0,09 0,09 0,24-0,09-0,22-0,28 0,20-0,24-0,19 PA Hirudinea 50,31 21,95-0,04-0,10-0,31-0,34-0,09-0,02 0,11 0,15 0,29-0,09-0,22-0,24 0,17-0,19-0,16 PA Mollusca 61,60 20,12-0,16-0,15-0,25-0,29-0,12-0,16-0,03 0,12 0,18-0,09-0,17-0,19 0,08-0,14-0,11 PA Oligochaeta 100,00 3,05 0,02 0,07 0,03 0,00-0,01 0,07 0,05 0,00-0,15-0,15 0,01 0,07-0,14 0,22 0,19 PA Tubificidae 95,56 27,44 0,04-0,03-0,12-0,15 0,06 0,01-0,10-0,15 0,12 0,13-0,27-0,15 0,19-0,35-0,31 RangeTS 8 1,83-0,16-0,24-0,22-0,24-0,11-0,23-0,11 0,07 0,16 0,08-0,20-0,22 0,03-0,37-0,36 Shannon Wiener 3,01 0,61-0,08-0,15-0,30-0,31-0,08-0,13 0,01 0,13 0,17 0,06-0,26-0,17 0,09-0,32-0,29 Tabel 25: Behouden metrices voor het type Pz en correlatie met fysicochemie 87

88 Kandidaatindex Range % Nul NH4+ BZV Cl- EGV Pt N org NO3- NO2- OPO4 ph Sulfaat T O2 AB Chironomidae ntp ,49-0,07 0,02-0,25-0,24-0,06-0,01 0,00-0,08-0,07 0,11-0,23 0,08 0,04 AB Chironomidae tp ,82 0,07 0,06 0,06 0,07 0,15 0,16 0,02 0,07 0,09 0,04 0,04-0,05-0,06 AB Gammaridae ,71-0,02 0,02 0,04 0,04-0,03 0,03-0,02-0,04-0,03 0,06 0,03-0,01-0,01 AB Sigara ,03-0,05 0,17-0,07-0,06 0,23 0,16-0,03-0,05 0,17 0,02-0,09 0,11-0,08 PA Chironomidae ntp 76,84 5,49-0,05-0,05-0,36-0,34-0,14-0,09 0,04-0,08-0,14-0,03-0,33-0,03 0,08 PA Chironomidae tp 88,52 13,82 0,13 0,01-0,07-0,03 0,08 0,17 0,01-0,03 0,05-0,11-0,09-0,14-0,17 PA Gammaridae 98 6,71-0,02-0,03-0,18-0,13-0,14-0,10 0,01-0,03-0,11-0,04-0,21-0,01 0,05 PA Sigara 78,71 27,03-0,01 0,11-0,11-0,10 0,26 0,14 0,02-0,01 0,24-0,05-0,15 0,08-0,13 AB Olgochaeta ,11 0,00 0,00-0,07-0,08-0,06 0,00-0,03-0,03-0,06-0,03-0,05-0,07 0,06 AB Mollusca ,51 0,08 0,02 0,27 0,24 0,11 0,06 0,01 0,14 0,08-0,02 0,25-0,06-0,06 AB Crustacea ,63-0,06 0,03 0,07 0,06 0,01 0,01 0,00 0,07 0,01 0,15 0,08 0,05 0,02 AB Diptera ,42 0,05 0,06-0,01 0,00 0,14 0,15 0,01 0,04 0,08 0,06-0,02-0,02-0,06 AB Coleoptera ,67-0,05-0,04-0,18-0,17-0,10 0,00-0,03-0,05-0,11-0,09-0,19 0,02-0,08 AB Hemiptera ,26-0,06 0,18-0,11-0,10 0,21 0,17-0,04-0,07 0,14 0,04-0,13 0,12-0,08 PA Oligochaeta 98,01 32,11 0,06-0,04-0,08-0,06-0,08-0,01 0,04 0,00-0,08-0,08-0,03-0,12 0,04 PA Mollusca 97,49 19,51 0,05-0,02 0,36 0,32 0,03 0,01 0,01 0,08 0,01-0,09 0,36-0,08-0,07 PA Crustacea 99,78 1,63-0,12 0,05-0,05-0,05-0,03-0,08-0,03 0,03-0,01 0,23-0,07 0,20 0,14 PA Diptera 94,10 1,42 0,10-0,03-0,28-0,24-0,02 0,09 0,03-0,07-0,04-0,14-0,27-0,13-0,11 PA Coleoptera 32,56 29,67-0,01-0,08-0,18-0,17-0,14-0,06-0,02-0,04-0,12-0,19-0,16-0,04-0,06 PA Hemiptera 81,57 16,26-0,02 0,11-0,15-0,14 0,24 0,13 0,00-0,03 0,23-0,04-0,19 0,09-0,14 ATT Mollusca 14 19,72-0,11-0,06-0,19-0,17-0,16-0,10 0,06 0,04-0,13-0,08-0,16 0,04-0,03 ATT Diptera 8 1,42-0,01 0,01-0,28-0,29-0,02 0,02 0,07 0,00-0,06-0,11-0,25-0,13-0,01 ATT Coleoptera 7 29,67-0,06 0,01-0,36-0,33-0,09-0,02-0,01-0,08-0,12-0,08-0,35 0,07-0,05 ATT Hemiptera 8 15,85-0,11 0,02-0,44-0,42-0,03-0,01 0,03-0,07-0,03 0,07-0,44 0,09-0,03 Aantal taxa 48 0,00-0,11-0,03-0,35-0,34-0,15-0,08 0,04-0,01-0,15-0,01-0,33 0,01 0,03 NST 15 8,74-0,14-0,03-0,33-0,32-0,15-0,09 0,01-0,07-0,14-0,02-0,32 0,07-0,02 RangeTS 7 0,00-0,02-0,05-0,11-0,11-0,08-0,08 0,07 0,06-0,06 0,03-0,07-0,08 0,11 Tabel 26: Behouden metrices voor het type Pb en correlatie met fysicochemie 88

89 6. Conclusie en aanbevelingen 6.1 Typologie van polderwaterlopen In hoofdstuk 2 werd het brak karakter van polderwaterlopen geëvalueerd in functie van chlorideconcentraties. Hierbij werd vastgesteld dat de range aan zoutgehalte in zoete polderwaterlopen (type Pz) conform is met de typologie, maar dat deze range in brakke polderwaterlopen (type Pb) vaak zwak brak tot zoet bevat. Als update van de typologie wordt volgend preliminair voorstel gegeven tot aanpassing van type Pb naar Pz: L107_122 Het geleed L107_149 Provinciegeleed L107_213 Eeklose Watergang L107_60 Grootgeleed L111_1010 Oostkerkevaart L111_1015 Oude Avaart L111_1048 Zijdelingsgeleed L111_1069 Afwateringsgracht L111_1101 Grote Keignaert L111_1107 Krommegracht L111_1108 Steengracht L111_1111 Geleedbeek - Passendalegeleed L111_18 St.-Machuitsbeek VL05_14 Vladslovaart VL11_37 Waterloop van de Hoge Landen + Melkader De gegevens op welke dit voorstel berust bestaan echter uit momentopnames. Naar een correcte afleiding van de typologie wordt aangeraden om de chlorideconcentraties regelmatiger te monitoren en de typologie zo nodig aan te passen als er sterke verschuivingen optreden in één of meerdere waterlichamen, daar deze erg variabel zijn. 89

90 90

91 6.2 Conclusie fytobenthos Uit de bovenstaande analyses die werden uitgevoerd kunnen volgende voorlopige conclusies en richtlijnen worden opgesteld. Gemeenschappen van diatomeeën Gemeenschappen kunnen verschillen naargelang het bemonsterde substraat. Voor het merendeel van de stalen werd levend riet bemonsterd, maar onder andere ook stenen, kunstmatige vaste structuren en andere oeverplanten. Om de resultaten zo goed mogelijk vergelijkbaar te maken kan hier nog verbetering in komen door bijvoorbeeld enkel vaste structuren te bemonsteren, of om over te stappen naar het gebruik van kunstmatige substraten. De analyse van de meest dominante soorten in zowel zoete als brakke polderwaterlopen toont aan dat de gemeenschappen over het algemeen gedomineerd worden door soorten die kenmerkend zijn voor verstoorde systemen. Het al dan niet brak zijn van het systeem bepaalt in deze context weinig hoe de gemeenschappen gestructureerd zijn. Wel zijn er in het type Pb enkele soorten te vinden die meer typisch zijn voor brakke wateren die slechts in sommige gevallen aanwezig zijn in zoete waterlopen, maar deze zijn over het algemeen beperkt en zeker niet overwegend dominant. De dominantie van impact-geassocieerde soorten wordt gereflecteerd in de multivariaatanalyses waarbij de respons van de gemeenschappen ten opzichte van fysicochemische variabelen zo goed als onzichtbaar is. De reden waarom de index vooralsnog ontoereikend presteert lijkt te liggen in een combinatie van een gebrek aan een goede kwaliteit van waterloop om dit statistisch na te gaan, alsook aan een lage vertegenwoordiging van soorten in de PISIAD-lijst van Verschelde et al. (2009). Vergelijking met andere types De gemeenschapsanalyses van gelijkende Nederlandse brakke types (M30, M31 en M01B) alsook gemeenschapsanalyses van gelijkende Vlaamse types (Bg en Rk) toonde aan dat deze systemen gedomineerd worden door gelijkaardige soorten. Enkel het type M31 toonde een sterkere abundantie van brakke tot mariene soorten, hetgeen vaak te wijten is aan een verbinding met de Noordzee. Analyse van de PISIAD-index van de types Bg en Rk leverde duidelijke potentiële klassegrenzen van procentuele abundanties, maar deze bleken niet te correleren met fysicochemische kwaliteit. Een analyse van de verdeling van de percentages IA en IS taxa overheen een fysicochemische klasse-gradiënt leverde bewijs dat de taxa enorm heterogeen verdeeld zijn waarbij zelfs positieve taxa zich negatief gedragen. Het ontbreken van een zeer goede kwaliteit polderwaterloop in combinatie met de heterogeniteit in saliniteit kan aan de basis liggen van dit resultaat. De lijst van Verschelde et al. (2009) kon niet kwantitatief worden bevestigd door deze ontbrekende duidelijke respons van de soorten op fysicochemische variabelen. Echter, gezien de hoge graad van expertise van deze auteurs wordt wel geacht dat deze lijst tot nu toe juist is, hetgeen wordt bevestigd door ecologische informatie uit Hoffmann et al. (2011). 91

92 Ongekend blijft waarom positieve taxa van de types Bg en Rk dit aspect verloren lijken te zijn in de polderwaterlopen. Mogelijk spelen soortcomplexen (zoals het geval is bij A. minutissima) en onbekende ecologische eigenschappen hierbij een rol. Vergelijking met het Nederlands systeem Tot slot werd de mogelijkheid geëvalueerd om het Nederlands systeem voor zouthuishouding over te nemen als kwalitatieve maat voor brakke systemen. Ook hier vertoonde dit systeem geen enkele respons met chloride. Het hoge aantal soorten op de lijst die niet in Vlaanderen voorkomen, alsook het hoog aantal soorten van Vlaanderen die niet in de lijst voorkwamen, heeft waarschijnlijk al geleid tot een afzwakking van het systeem. Een andere mogelijke verklaring is dat door fluctuaties in zoutgehalte de gemeenschappen anders gestructureerd zijn dan de huidige chlorideconcentratie doet uitschijnen. Door de pragmatische bemonstering van de waterlopen kon zoutfluctuatie echter niet worden meegerekend in de analyses. Concrete richtlijnen De gemeenschappen van zoete polderwaterlopen zijn zeer gelijkend met deze van grote beek (Bg) en kleine rivier (Rk). Ondanks de tot nu toe slechte respons van de PISIAD-index gebaseerd op de klasse-indeling van grote beek, wordt aangeraden om voor het type zoete polderwaterloop (Pz) de indexberekening van het type Bg over te nemen. Voor een zinnige verandering in klasse-indeling (de grenspercentages van IA en IS taxa) werd namelijk geen bewijs gevonden. Voor het type brakke polderwaterloop werd er tot op heden geen goed alternatief gevonden. Het gebruik van een index naar indicatie van zoutgehalte (conform het Nederlandse systeem besproken in hoofdstuk 4.8) heeft potentie. Om dit systeem gebruiksklaar te maken voor onze systemen zouden de Vlaamse brakke soorten hierin moeten worden opgenomen samen met hun zoutindicatiewaarden (gebaseerd op expert judgement). Zo n systeem zou ons echter te ver afleiden van het doel van de kwaliteitsindex, waterkwaliteitsbepaling, en zou een maat zijn voor soortkenmerkendheid. Mogelijk vervolgonderzoek kan zich nog richten op het karakteriseren van historische diatomeeëngemeenschappen op waterplanten in herbaria, waar tijdsgewijs en financieel voor dit project geen mogelijkheid toe was. Ook een gedetailleerde studie van de respons van diatomeeën op zoutconcentraties kan nog interessante informatie opleveren. Tot slot kan een betere kennis over nutriëntdynamieken in polderlopen bijdragen tot een accuratere voorspelling van de respons van deze gemeenschappen. 92

93 6.3 Conclusie MMIF Respons van gemeenschappen Uit bovenstaande analyses leiden we af dat de huidige MMIF voor zowel de types Pb als Pz slechts een geringe correlatie vertoont met de fysisch-chemische variabelen. Dit is te wijten aan de lage correlatie van de deelparameters en fysicochemische variabelen. Wel correleert de MMIF met chloride, waar deze een positieve relatie vertoont in zoete lopen en een negatieve relatie in brakke lopen. In feite reageert de MMIF dus in een Gauss-curve patroon op chloride. Dit is deels te wijten aan de (vermoedelijk toevallige) positieve relatie tussen chloride en goede waterkwaliteit in de bemonsterde zoete lopen, en de natuurlijke verlaging van soortdiversiteit in sterk brakke systemen. Dit stelt wel als probleem dat de MMIF reageert op de verkeerde parameter, en dat deze in zijn huidige vorm geen juiste weergave is van de onderliggende waterkwaliteit. De gemeenschapsanalyses duiden echter, ondanks de slechte performantie van de MMIF, op een zichtbare respons van de gemeenschappen op de fysicochemische variabelen. Hierbij is een hogere soortdiversiteit geassocieerd met lagere waarden voor organische belasting en eutrofiëring. Bij het type brakke polderwaterloop zien we additioneel een positieve relatie tussen drie brakke Crustacea groepen en chloride. Aanpassen van de MMIF De MMIF reageert voor de zoete tot licht brakke punten van het hele type P wel op de verwachte manier, dit wil zeggen negatief ten opzichte van nutriëntverhoging en chloride. In dit opzicht zijn deze waterlopen immers iets meer eutrofe sloten te noemen. Een poging om deze MMIF te behouden en de klassegrenzen aan te passen resulteerde in slechts een minimale verbetering van de correlatiewaarden, waardoor het niet rendabel is om deze stap te zetten. Een exploratie van mogelijke vervangindexen leverde weinig op, met enkele interessante kandidaat-indexen die echter een slechte verdeling kenden. De mogelijkheid voor vervangindexen werd eveneens geëxploreerd voor de brakke punten van Pb en M30, waar dezelfde problemen optraden van een té hoge variantie in de gegevens waardoor zinnige klassenverdelingen onmogelijk waren. Conclusies en aanbevelingen Het is duidelijk dat de MMIF voor de zoete(re) punten wel degelijk een beeld geeft van de waterkwaliteit, ondanks de lagere associatie. Verder valt uiteraard op te merken dat de huidige MMIF-deelparameters wel degelijk goed zijn om de kwaliteit van de gemeenschap op zich voor zoete tot licht brakke systemen te beschrijven. Een eerder zwakke correlatie met fysicochemische waarden hoeft er immers niet op te wijzen dat een gemeenschap gezond is, en vice-versa. In dit opzicht wordt er aangeraden om de MMIF met zijn huidige klassegrenzen te blijven gebruiken voor zoete lopen, maar hierbij dient men goed te nuanceren dat het kwaliteitselement op zich een zwakkere afspiegeling is van de fysicochemische kwaliteit binnen de huidige kwaliteitsgradiënt. 93

94 Voor brakke lopen vertoont de MMIF geen zinvolle correlatie met de fysisch-chemische karakteristieken, maar eveneens werden er geen goede vervangindexen gevonden. Dit is vermoedelijk te wijten aan de sterke dominantie van chloride als drijver van de gemeenschappen enerzijds, en anderzijds aan een lage respons van de fauna op eutrofiëring. Het overschakelen op een systeem zoals dat van Nederland, waarbij de kenmerkendheid van de fauna wordt geëvalueerd, kan hier verbetering bieden. Er is reeds voldoende informatie in literatuur naar kenmerkende brakke fauna Om zo n systeem toe te passen is echter het huidige taxonomische determinatieniveau te hoog. Er wordt aangeraden om meer onderzoek te doen naar soortgemeenschappen in plaats van familie- en genusgemeenschappen in brakke polderlopen. Vooral het effect van zoutfluctuatie dient hierin te worden meegenomen. 94

95 Referenties Allan, I. J., Vrana, B., Greenwood, R., Mills, G. A., Roig, B., & Gonzalez, C. (2006). A "toolbox" for biological and chemical monitoring requirements for the European Union's Water Framework Directive. Talanta, 69(2), Altenburg, W., Arts, G., Beers, M. C., Beers, P. v., Berg, M. S. v. d., Bergs, J. v. d., Bijkerk, R., Buijse, T., Buskens, R., Dam, H. v., Duursema, G., Ee, G. v., Evers, C. H. M., Fortuin, A. W., Jaarsma, N. G., Klinge, M., Knoben, R. A. E., Knol, B. W., Maanen, B. v., Molen, D. T. v. d., Nispen, R. v., Ottburg, F., Pot, R., Roodzand, H., Samuels, J., Scheppingen, Y. C. M. v., Smeets, H., Twisk, W., Vlek, H., & Vriese, T. (2005). Default-MEP/GEP s voor sterk veranderde en kunstmatige wateren (pp. 171). Birk, S., Bonne, W., Borja, A., Brucet, S., Courrat, A., Poikane, S., Solimini, A., van de Bund, W., Zampoukas, N., & Hering, D. (2012). Three hundred ways to assess Europe's surface waters: An almost complete overview of biological methods to implement the Water Framework Directive. Ecological Indicators, 18, Boets, P. L. A., Lock, K. U., & Goethals, P. L. A. (2011). Shifts in the gammarid (Amphipoda) fauna of brackish polder waters in Flanders (Belgium). Buss, D. F., Carlisle, D. M., Chon, T. S., Culp, J., Harding, J. S., Keizer-Vlek, H. E., Robinson, W. A., Strachan, S., Thirion, C., & Hughes, R. M. (2015). Stream biomonitoring using macroinvertebrates around the globe: a comparison of large-scale programs. [Comparative Study Research Support, Non-U.S. Gov't]. Environ Monit Assess, 187(1), Cuffney, T. F., Bilger, M. D., & Haigler, A. M. (2007). Ambiguous taxa: Effects on the characterization and interpretation of invertebrate assemblages. Journal of the North American Benthological Society, 26(2), De Pauw, N., & Vanhooren, G. (1983). Method for biological quality assessment of watercourses in Belgium. Hydrobiologia, 100(1), Denys, L., Van Wichelen, J., Packet, J., & Louette, G. (2014). Implementing ecological potential of lakes for the Water Framework Directive Approach in Flanders (northern Belgium). Limnologica - Ecology and Management of Inland Waters, 45, Gabriels, W., Lock, K., De Pauw, N., & Goethals, P. L. M. (2010). Multimetric Macroinvertebrate Index Flanders (MMIF) for biological assessment of rivers and lakes in Flanders (Belgium). Limnologica - Ecology and Management of Inland Waters, 40(3), Gotjé, W., Dam, H. V., Letswaart, T., Knoben, R., Franken, R., Peeters, E., & Gardeniers, J. (2002). Ecologische beoordeling van brakke binnenwateren (pp. 103). Utrecht. Heinis, F., & Evers, C. H. M. (2007). Toelichting op ecologische doelen voor nutriënten in oppervlaktewateren. Stowa Rapport, Hendrix, A., & Denys, L. (2005). Toepassing van verschillende biologische beoordelingssystemen op Vlaamse potentiële interkalibratielokaties overeenkomstig de Europese Kaderrichtlijn Water - Partim "fytobenthos". Rapport IN.R Brussel. Hofmann, G., Lange-Bertalot, H., & Werum, M. (2013). Diatomeen im Susswasser-Benthos von Mitteleuropa: Bestimmungsflora Kieselalgen fur die okologische Praxis : Uber 700 der haufigsten Arten und ihre Okologie: A.R.G. Gantner. Hughes, R. M., & Peck, D. V. (2008). Acquiring data for large aquatic resource surveys: the art of compromise among science, logistics, and reality. Journal of the North American Benthological Society, 27(4), Jochems, H., Schneiders, A., Denys, L., & Van den Bergh, E. (2002). Typologie van de oppervlaktewateren in Vlaanderen. Eindverslag van het project VMM KRLW-typologie.2001: Vlaamse Milieumaatschappij. 95

96 Lenat, D. R., & Resh, V. H. (2001). Taxonomy and stream ecology The benefits of genus- and species-level identifications. Journal of the North American Benthological Society, 20(2), Leyssen, A., Denys, L., Schneiders, A., Van Looy, K., Packet, J., & Vanhecke, L. (2006). Afstemmen van referentiecondities en evaluatiesystemen voor de biologische kwaliteitselementen macrofyten en fytobenthos en uitwerken van een meetstrategie in functie van de Kaderrichtlijn Water Rapport van het Instituut voor Natuurbehoud IN.R in opdracht van VMM. Brussel. Nijboer, R. C. (2000). Natuurlijke levensgemeenschappen van de Nederlandse binnenwateren deel 6, Sloten. Wageningen. Poos, M. S., & Jackson, D. A. (2012). Addressing the removal of rare species in multivariate bioassessments: The impact of methodological choices. Ecological Indicators, 18, Rijkswaterstaat. (2005). Handrijking MEP/GEP: Handreiking voor vaststellen van status, ecologische doelstellingen en bijpassende maatregelenpakketten voor niet-natuurlijke wateren. In M. v. v. e. Waterstaat (Ed.), (pp. 130). Schmidt-Kloiber, A., & Nijboer, R. C. The effect of taxonomic resolution on the assessment of ecological water quality classes. Hydrobiologia, 516(1), Schneiders, A. (2007). Aanzet tot het opstellen van richtwaarden voor nutriënten in oppervlaktewateren conform de Europese Kaderrichtlijn Water. Brussel. Stoddard, J. L., Herlihy, A. T., Peck, D. V., Hughes, R. M., Whittier, T. R., & Tarquinio, E. (2008). A process for creating multimetric indices for large-scale aquatic surveys. Journal of the North American Benthological Society, 27(4), van Beers, P., & Verdonschot, P. (2000). Natuurlijke levensgemeenschappen van de Nederlandse binnenwateren deel 4, Brakke binnenwateren (pp. 79). Rijswijk. Van Damme, S., Denys, L., Van Wichelen, J., Schoelynck, J., Packet, J., Louette, G., Desmedt, S., & Meire, P. (2014). Vaststellen van het maximaal ecologisch potentieel/goed ecologisch potentieel voor kunstmatige en/of sterk veranderde Vlaamse waterlichamen - partim Desselse meren (Dessel-Mol) Rapport ECOBE 013-R170 (pp. 129 pp.). Antwerpen: Universiteit Antwerpen. van der Molen, D. T., & Pot, R. (2007). Referenties en maatlatten voor natuurlijke watertypen voor de kaderrichtlijn water. (pp. 362). Van Looy, K., L., D., & Schneiders, A. (2008). Methodiek vaststelling Maximaal en Goed Ecologisch Potentieel (MEP-GEP) voor sterk veranderde waterlopen. In I. v. N.-e. Bosonderzoek (Ed.), Rapporten van het Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek 2008 (INBO.R ) (pp. 20). Brussel. Verdonschot, R. C. M., Keizer-Vlek, H. E., & Verdonschot, P. F. M. (2012). Development of a multimetric index based on macroinvertebrates for drainage ditch networks in agricultural areas. Ecological Indicators, 13(1), Verschelde, P., Denys, L., Jansen, I., & Quataert, P. (2009). Een eerste evaluatie van het EKC-criterium voor het fytobenthos van Vlaamse rivieren. Brussel: INBO. Waite, I. R., Herlihy, A. T., Larsen, D. P., Urquhart, N. S., & Klemm, D. J. (2004). The effects of macroinvertebrate taxonomic resolution in large landscape bioassessments: an example from the Mid-Atlantic Highlands, U.S.A. Freshwater Biology, 49(4), Wallin, M., Wiederholm, T., & Johnson, R. K. (2003). Guidance on establishing reference conditions and ecological status class boundaries for inland surface waters. Produced by CIS Working Group REFCOND (pp. 73). 96

97 Bijlage 1: Referentiecondities Polderwaterlopen Type NL Type VL Referentie Omschrijving ph T ( C) ZGET GET MGET ONT SLE ZGET GET MGET ONT SLE Heinis & Evers 2007 M30 Zwak brak Pb M31 Klein, brak tot zout Pb M5 Lijnvormig, open verbinding met rivier Pz Van Beers & Verdonschot 2000 Nijboer Gotjé et al Van der Molen & Pot Geïsoleerde, kleine, stagnante, licht brakke wateren Geïsoleerde, grote, stagnante, licht brakke wateren Kleine, licht brakke, lijnvormige wateren Grote, licht brakke, lijnvormige wateren Geïsoleerde, kleine, stagnante, matig brakke wateren Geïsoleerde, grote, stagnante, matig brakke wateren Matig brakke, Lijnvormige wateren Pb 7,5-8, Pb 7,5-8, Pb 7,5-8, Pb 7,5-8, Pb 7, Pb 7, Pb 7, Brakke sloten Pb 6, Brakke wateren Pb M30 Zwak brak Pb ,5 / < 6 9,5-10 > ,5 27,5-30 > 30 M31 Klein, brak tot zout Pb 7,5-9 7, ,5 / < 7,5 9,5-10 > ,5 27,5-30 > 30 97

98 Referentie Type NL Heinis & Evers 2007 Van Beers & Verdonschot 2000 Van der Molen & Pot 2007 Cl- (mg/l) P t (mg/l) PO4-P (mg/l) 0,076 0,11 0,22 98

99 Referentie Heinis & Evers 2007 Van Beers & Verdonschot 2000 Nijboer 2000 Gotjé et al Van der Molen & Pot 2007 Type NL NO3-N (mg/l) NH4-N (mg/l) N t (mg/l) Chlorofyl a (mg/m 3 ) ZGET GET MGET ONT SLE ZGET GET MGET ONT SLE M ,4 1,8 2, M M ,99-1,13 1,3-1,52 1,9-2, < 0,25 < 0, < 0,25 < 0, < 0,25 < 0, < 1,0 < 1, < 0,7 < 1, < 0,7 < 1, < 0,7 < 1, < 0,46 < 0,4 < 1, < 1,0 < 0,4 < 1,5 1, M ,4 1,8 1,8-2,9 2,9-4,1 > 4,1 < 30 < 40 < 60 < 120 < 240 M ,4 1,8 1,8-2,9 2,9-4,1 > 4,1 < 30 < 40 < 60 < 120 <

100 O2 verzadigd (%) Secchi (m) Referentie Type NL ZGET GET MGET ONT SLE ZGET GET MGET ONT SLE Heinis & Evers 2007 M M M Van Beers & Verdonschot Nijboer 2000 Gotjé et al Van der Molen & Pot / / < 30 / > M / / < 40 / > ,9 0,6-0,9 0,45-0,6 < 0,45 M / / < 40 / > ,9 0,6-0,9 0,45-0,6 < 0,45 100

101 Bijlage 2: Abundantietabellen diatomeeën per type Soort M30 % aanwezig M30 Max% M30 Gem % M30 Gomphonema parvulum 79,5 91,5 9,0 Rhoicosphenia abbreviata 72,7 84,2 7,0 Navicula gregaria 70,3 69,8 6,2 Nitzschia frustulum 62,1 83,5 6,0 Navicula veneta 61,2 38,5 3,1 Nitzschia palea 59,5 66,5 3,6 Gomphonema olivaceum 56,9 67,0 5,5 Cocconeis placentula 54,0 99,8 10,1 Nitzschia paleacea 51,3 94,9 5,0 Navicula tripunctata 49,2 56,5 3,2 Amphora pediculus 48,2 66,0 4,9 Nitzschia amphibia 46,1 54,0 3,9 Cyclotella meneghiniana 44,9 73,5 4,1 Ctenophora pulchella 43,3 38,0 3,2 Navicula cryptotenella 43,0 31,5 2,4 Achnanthes lanceolata 38,9 64,2 2,8 Amphora copulata 37,8 20,6 1,7 Melosira varians 36,4 68,5 3,4 Fragilaria fasciculata 35,6 58,0 4,1 Nitzschia dissipata 35,6 33,5 3,4 Nitzschia fonticola 34,8 80,4 3,5 Nitzschia supralitorea 33,3 20,3 2,0 Stephanodiscus hantzschii 32,5 88,7 3,0 Cyclotella atomus 31,7 55,7 5,4 Cymatosira belgica 30,5 23,4 1,8 Diatoma tenuis 29,6 85,5 7,4 Surirella brebissonii 29,0 60,1 2,2 Navicula menisculus 28,9 30,8 2,3 Navicula minima 28,1 33,9 2,6 Navicula recens 27,9 41,4 3,7 Nitzschia inconspicua 27,8 77,0 6,9 Thalassiosira pseudonana 26,8 64,6 4,8 Gomphonema clavatum 26,7 14,8 1,7 Navicula rhynchocephala 24,6 28,0 1,6 Navicula capitata 24,0 30,4 1,9 Navicula slesvicensis 24,0 64,9 2,1 Mayamaea atomus 23,3 27,5 2,3 Amphora veneta 22,0 49,4 1,7 Planothidium delicatulum 20,3 50,0 1,6 Ulnaria ulna 20,0 31,0 1,7 101

102 Soort M31 % aanwezig M31 Max% M31 Gem % M31 Amphora coffeaeformis 73,2 87,7 10,8 Navicula gregaria 58,0 79,9 7,2 Nitzschia frustulum 56,4 42,5 5,1 Berkeleya rutilans 48,0 94,0 7,2 Rhoicosphenia abbreviata 47,0 61,7 6,8 Navicula sp indet. 42,5 38,3 6,3 Planothidium delicatulum 40,7 37,0 2,0 Cocconeis placentula 38,8 93,5 12,0 Bacillaria paxillifer 38,1 33,9 5,3 Navicula phyllepta 36,7 24,2 3,2 Navicula perminuta 35,2 67,5 13,0 Fragilaria fasciculata 32,0 62,9 10,3 Gomphonema parvulum 30,7 68,2 7,8 Tryblionella apiculata 30,7 11,7 2,0 Navicula salinarum 28,6 55,9 2,2 Navicula recens 27,6 38,7 3,9 Ctenophora pulchella 27,0 55,4 4,4 Navicula veneta 26,0 22,6 3,0 Nitzschia liebetruthii 25,7 37,5 4,9 Catacombas obtusa 25,5 63,0 7,8 Fragilaria famelica 25,2 50,7 7,8 Thalassiosira pseudonana 25,2 69,7 7,3 Nitzschia fonticola 24,1 22,0 3,7 Diatoma tenuis 23,6 80,4 16,6 Amphora holsatica 23,4 19,3 2,8 Nitzschia aurariae 22,8 66,7 7,4 Melosira nummuloides 22,0 49,0 7,0 Nitzschia microcephala 21,8 21,1 3,3 Cymatosira belgica 20,7 6,5 0,9 Navicula phylleptosoma 20,7 45,7 5,6 Nitzschia paleacea 19,9 26,1 2,9 Nitzschia palea 19,4 15,5 2,1 Nitzschia 19,2 17,8 2,8 Navicula margalithii 18,9 33,6 3,3 Nitzschia supralitorea 18,4 8,0 1,8 Achnanthes brevipes 17,3 19,5 2,7 Surirella brebissonii 16,5 17,9 1,7 Melosira lineata 16,3 36,5 4,7 Amphora 16,0 21,9 3,2 Fallacia pygmaea 16,0 82,8 2,7 102

103 Soort M01B % aanwezig M01B Max% M01B Gem % M01B Gomphonema parvulum 88,3 75,4 8,5 Rhoicosphenia abbreviata 72,4 82,4 6,8 Cocconeis placentula 71,9 96,0 16,0 Nitzschia amphibia 60,7 66,5 4,9 Navicula gregaria 57,4 48,5 4,2 Nitzschia palea 56,6 69,1 5,1 Navicula veneta 55,4 20,0 2,7 Nitzschia paleacea 55,4 80,3 6,6 Gomphonema olivaceum 55,1 53,0 5,7 Navicula cryptotenella 53,3 21,0 3,1 Achnanthes lanceolata 52,0 64,1 4,9 Amphora pediculus 51,5 62,3 6,9 Cyclotella meneghiniana 45,4 36,5 3,1 Navicula tripunctata 42,3 23,1 2,3 Amphora copulata 40,6 8,2 1,4 Ctenophora pulchella 40,1 22,0 2,2 Navicula minima 40,1 46,0 2,9 Fragilaria fasciculata 38,5 27,7 2,8 Navicula menisculus 36,2 16,0 2,7 Stephanodiscus hantzschii 34,9 45,5 2,5 Nitzschia dissipata 34,4 18,4 2,2 Nitzschia frustulum 34,4 23,2 2,5 Amphora veneta 34,2 56,9 3,3 Gomphonema clavatum 32,9 34,7 2,5 Melosira varians 32,9 36,0 3,3 Nitzschia fonticola 32,4 30,2 2,7 Navicula cryptocephala 31,6 29,0 1,7 Achnanthes minutissima 28,3 91,0 14,5 Navicula slesvicensis 28,3 8,0 1,4 Encyonema silesiacum 27,8 9,0 1,8 Lemnicola hungarica 27,0 63,5 3,8 Hippodonta 26,5 6,0 1,1 Planothidium frequentissimum 26,5 37,0 4,2 Ulnaria ulna 25,3 100,0 3,2 Cymatosira belgica 24,5 19,1 2,2 Fragilaria capucina 23,7 61,3 3,0 Mayamaea atomus 23,5 36,5 3,9 Nitzschia supralitorea 23,2 15,0 1,9 Nitzschia inconspicua 22,7 37,0 4,7 Gomphonema truncatum 22,2 4,4 1,1 103

104 Soort Pz % aanwezig Pz Max% Pz Gem % Pz Gomphonema parvulum 100,0 73,4 11,9 Navicula veneta 83,1 15,2 2,5 Nitzschia amphibia 79,7 48,6 4,4 Nitzschia palea 79,7 56,0 4,5 Eolimna minima 76,3 66,4 10,3 Navicula gregaria 76,3 22,8 3,2 Planothidium frequentissimum 72,9 18,2 3,6 Navicula cryptocephala 64,4 11,0 2,0 Rhoicosphenia abbreviata 61,0 48,6 10,5 Cocconeis placentula 59,3 90,4 15,9 Cyclotella meneghiniana 57,6 18,6 4,1 Sellaphora seminulum 55,9 7,6 2,4 Nitzschia paleacea 54,2 20,8 3,2 Achnanthidium minutissimum 52,5 83,4 19,1 Amphora copulata 52,5 6,8 0,8 Planothidium lanceolatum 49,2 16,8 3,1 Tabularia fasciculata 47,5 2,0 0,6 Amphora pediculus 45,8 36,0 4,3 Eolimna subminuscula 45,8 9,8 2,2 Gomphonema olivaceum 45,8 13,2 2,0 Nitzschia supralitorea 45,8 6,8 1,6 Navicula cryptotenella 44,1 4,4 1,6 Nitzschia frustulum 44,1 29,2 3,3 Fragilaria famelica 42,4 4,6 1,2 Gomphonema clavatum 40,7 3,4 1,0 Craticula molestiformis 37,3 4,8 0,8 Gomphonema angustatum 37,3 6,0 1,5 Mayamaea permitis 37,3 8,8 2,3 Melosira varians 35,6 9,9 2,9 Navicula tripunctata 35,6 5,0 1,5 Gomphonema pumilum 33,9 30,2 3,2 Navicula antonii 33,9 10,8 2,2 Ulnaria ulna 33,9 3,6 1,1 Fragilaria capucina 32,2 4,4 0,8 Halamphora veneta 30,5 1,4 0,6 Hippodonta capitata 30,5 4,1 1,3 Navicula trivialis 30,5 16,2 2,5 Mayamaea atomus 28,8 5,2 0,8 Nitzschia fonticola 28,8 6,2 1,0 Ctenophora pulchella 27,1 0,8 0,5 104

105 Soort Pb % aanwezig Pb Max% Pb Gem % Pb Gomphonema parvulum 88,1 45,8 7,5 Cyclotella meneghiniana 86,0 58,1 5,9 Rhoicosphenia abbreviata 86,0 74,8 6,5 Navicula veneta 85,3 11,2 1,6 Nitzschia palea 79,7 95,4 4,6 Navicula gregaria 72,0 48,8 4,0 Nitzschia amphibia 70,6 59,2 3,1 Nitzschia frustulum 68,5 65,2 8,9 Cyclotella atomus 67,1 67,4 8,3 Amphora pediculus 60,8 37,6 3,8 Tabularia fasciculata 60,1 33,0 2,5 Nitzschia supralitorea 59,4 58,6 2,6 Nitzschia inconspicua/soratensis 58,0 39,2 6,1 Cocconeis placentula 56,6 96,4 9,2 Nitzschia paleacea 56,6 37,6 3,5 Planothidium frequentissimum 56,6 11,0 1,6 Navicula tripunctata 53,1 30,6 2,8 Melosira varians 52,4 15,2 1,8 Eolimna minima 51,7 52,8 4,4 Nitzschia fonticola 51,7 38,6 3,1 Stephanodiscus hantzschii 50,3 6,8 1,1 Amphora copulata 48,3 8,0 1,0 Gomphonema olivaceum 48,3 13,8 1,8 Navicula cryptotenella 47,6 12,2 1,5 Surirella brebissonii 40,6 5,1 0,7 Thalassiosira pseudonana 40,6 11,4 2,5 Eolimna subminuscula 39,9 5,4 1,1 Navicula recens 39,9 41,2 4,4 Planothidium lanceolatum 39,2 22,1 1,2 Tryblionella apiculata 39,2 3,0 0,6 Hippodonta hungarica 37,1 6,4 0,8 Nitzschia liebetruthii 35,7 38,4 5,0 Mayamaea permitis 34,3 11,0 1,2 Navicula cryptocephala 32,9 12,4 1,6 Ulnaria ulna 32,9 24,6 2,3 Bacillaria paxillifera 32,2 8,8 2,0 Navicula slesvicensis 30,8 4,5 0,8 Nitzschia gracilis 30,1 12,2 1,2 Hippodonta capitata 29,4 4,6 0,7 Navicula antonii 29,4 34,8 2,5 105

106 Soort Bg % aanwezig Bg Max% Bg Gem % Bg Gomphonema parvulum 95,7 88,4 14,4 Eolimna minima 92,4 85,0 11,9 Nitzschia palea 84,4 67,2 4,2 Navicula gregaria 79,7 71,8 3,3 Navicula veneta 78,7 60,4 4,0 Nitzschia amphibia 78,1 46,4 6,1 Planothidium frequentissimum 78,0 36,0 3,8 Sellaphora seminulum 75,1 70,8 4,4 Eolimna subminuscula 74,0 61,0 5,0 Cocconeis placentula 67,6 95,6 11,8 Planothidium lanceolatum 62,8 46,2 2,1 Navicula cryptocephala 60,5 15,8 1,8 Mayamaea permitis 58,3 25,2 2,8 Cyclotella meneghiniana 55,3 51,6 2,5 Achnanthidium minutissimum 52,5 47,0 2,4 Navicula trivialis 52,5 13,2 1,2 Rhoicosphenia abbreviata 51,0 47,0 3,8 Amphora pediculus 49,0 71,0 8,1 Navicula cryptotenella 48,2 27,0 1,9 Navicula lanceolata 47,1 58,3 2,2 Ulnaria ulna 45,2 12,8 1,2 Melosira varians 44,9 20,2 2,3 Nitzschia supralitorea 42,2 15,6 1,1 Amphora copulata 38,2 11,2 1,0 Gomphonema pumilum 37,9 26,2 3,9 Nitzschia paleacea 37,0 18,0 1,4 Navicula tripunctata 36,7 10,6 1,3 Cocconeis pediculus 35,1 30,8 2,0 Luticola goeppertiana 34,1 54,2 2,3 Gomphonema angustatum 33,5 91,6 3,8 Navicula antonii 32,7 12,4 1,4 Sellaphora pupula 31,6 15,4 1,2 Mayamaea atomus 31,3 25,5 1,6 Nitzschia fonticola 31,3 16,4 1,0 Stephanodiscus hantzschii 31,1 7,6 1,0 Platessa conspicua 30,6 63,0 5,6 Surirella brebissonii 30,6 14,4 0,7 Hippodonta capitata 28,1 20,4 0,9 Craticula molestiformis 28,0 3,0 0,6 Craticula accomoda 27,8 3,9 0,7 106

107 Soort Rk % aanwezig Rk Max% Rk Gem % Rk Gomphonema parvulum 96,8 48,0 7,9 Cocconeis placentula 92,6 82,4 15,1 Nitzschia amphibia 83,1 19,2 3,6 Rhoicosphenia abbreviata 80,4 45,2 7,8 Navicula gregaria 78,3 16,0 2,1 Nitzschia palea 76,7 13,0 1,8 Cyclotella meneghiniana 73,5 45,6 4,5 Eolimna minima 72,5 69,6 8,3 Planothidium frequentissimum 72,5 19,2 2,3 Amphora pediculus 70,9 27,1 5,1 Navicula veneta 67,7 29,4 1,7 Melosira varians 66,1 31,0 3,1 Navicula tripunctata 64,6 12,5 2,0 Navicula cryptotenella 61,9 9,4 1,7 Navicula antonii 59,8 8,8 1,6 Navicula cryptocephala 54,5 9,5 1,2 Stephanodiscus hantzschii 54,5 14,4 1,6 Sellaphora seminulum 54,0 15,4 2,2 Planothidium lanceolatum 53,4 14,0 1,4 Ulnaria ulna 53,4 13,6 1,4 Gomphonema olivaceum 52,9 12,0 2,6 Achnanthidium minutissimum 48,1 81,6 8,4 Eolimna subminuscula 48,1 9,0 1,2 Nitzschia frustulum 46,6 24,4 4,5 Nitzschia paleacea 46,6 15,4 2,3 Cyclotella atomus 45,0 32,4 2,5 Nitzschia supralitorea 45,0 3,0 0,8 Amphora copulata 43,4 5,0 0,8 Cocconeis pediculus 42,9 22,1 3,2 Hippodonta capitata 42,3 4,1 0,6 Nitzschia fonticola 41,8 26,6 2,4 Tabularia fasciculata 40,7 13,6 1,8 Navicula lanceolata 36,0 13,6 1,8 Gomphonema minutum 33,3 5,2 1,3 Nitzschia inconspicua/soratensis 33,3 15,8 2,5 Surirella brebissonii 33,3 3,0 0,9 Navicula trivialis 31,7 8,8 1,2 Mayamaea permitis 30,2 6,6 0,8 Navicula recens 29,6 24,4 4,0 Gomphonema angustatum 29,1 11,4 1,8 107

108 Soort SbP % aanwezig SbP Max% SbP Gem % SbP Gomphonema parvulum 97,1 52,8 10,9 Navicula veneta 88,6 5,2 1,6 Eolimna minima 82,9 47,1 6,9 Nitzschia palea 82,9 17,6 3,5 Rhoicosphenia abbreviata 82,9 48,6 9,1 Nitzschia amphibia 80,0 14,4 2,7 Cyclotella meneghiniana 77,1 15,0 4,0 Amphora pediculus 74,3 24,4 4,3 Navicula gregaria 71,4 6,7 1,7 Cyclotella atomus 62,9 22,0 4,9 Planothidium frequentissimum 62,9 9,4 2,5 Cocconeis placentula 57,1 46,6 6,3 Nitzschia frustulum 57,1 45,4 7,1 Nitzschia paleacea 57,1 12,4 2,8 Navicula tripunctata 54,3 8,8 2,2 Nitzschia inconspicua/soratensis 54,3 37,0 6,6 Nitzschia supralitorea 54,3 3,8 1,3 Eolimna subminuscula 51,4 5,4 1,5 Navicula cryptotenella 51,4 11,0 2,2 Nitzschia fonticola 48,6 18,2 2,5 Sellaphora seminulum 48,6 20,8 4,4 Mayamaea permitis 45,7 8,8 2,5 Amphora copulata 42,9 1,6 0,5 Gomphonema olivaceum 42,9 13,8 4,2 Navicula cryptocephala 42,9 5,6 1,1 Stephanodiscus hantzschii 42,9 3,6 0,9 Gomphonema angustatum 40,0 7,0 1,0 Navicula recens 40,0 19,0 4,9 Gomphonema clavatum 37,1 3,4 1,1 Navicula antonii 37,1 10,8 2,5 Tabularia fasciculata 37,1 16,2 2,3 Craticula molestiformis 34,3 1,4 0,7 Cymatosira belgica 34,3 3,2 0,9 Nitzschia dissipata 34,3 5,6 1,1 Surirella brebissonii 34,3 0,6 0,4 Tryblionella hungarica 34,3 1,6 0,5 Fistulifera saprophila 31,4 8,3 2,1 Fragilaria famelica 31,4 4,6 1,1 Halamphora veneta 31,4 1,4 0,5 Hippodonta hungarica 31,4 0,8 0,4 108

109 Soort SbM % aanwezig SbM Max% SbM Gem % SbM Navicula gregaria 62,4 79,9 7,3 Rhoicosphenia abbreviata 61,6 61,7 6,7 Nitzschia frustulum 60,9 58,5 6,5 Gomphonema parvulum 48,7 78,8 9,4 Amphora coffeaeformis 47,3 84,2 8,0 Navicula veneta 42,4 33,8 2,9 Fragilaria fasciculata 38,2 55,4 7,4 Bacillaria paxillifer 37,2 50,0 4,7 Nitzschia palea 36,3 40,0 3,3 Cocconeis placentula 35,7 94,0 9,4 Berkeleya rutilans 34,9 94,0 6,1 Ctenophora pulchella 34,5 32,2 4,2 Thalassiosira pseudonana 34,2 69,7 7,2 Planothidium delicatulum 34,0 37,0 1,9 Nitzschia paleacea 33,8 35,0 3,9 Diatoma tenuis 32,6 80,4 12,9 Navicula recens 31,7 36,5 4,4 Navicula sp. Indet. 30,7 38,3 5,9 Nitzschia fonticola 29,6 45,1 3,9 Tryblionella apiculata 29,6 11,7 2,0 Gomphonema olivaceum 28,8 56,1 4,9 Nitzschia liebetruthii 28,2 37,5 5,8 Cyclotella meneghiniana 27,3 60,6 3,7 Navicula perminuta 26,5 67,5 8,4 Cyclotella atomus 26,1 69,0 7,4 Navicula phyllepta 25,8 29,5 3,0 Navicula salinarum 25,8 55,9 2,3 Nitzschia supralitorea 24,6 12,7 1,8 Fragilaria famelica 22,5 81,6 6,2 Nitzschia aurariae 22,5 66,7 6,2 Achnanthes lanceolata 22,3 18,3 1,9 Navicula phylleptosoma 22,3 45,7 3,5 Cymatosira belgica 21,8 16,7 1,2 Navicula tripunctata 21,8 12,2 1,7 Surirella brebissonii 21,2 17,9 2,0 Catacombas obtusa 20,4 56,0 6,2 Nitzschia inconspicua 19,8 77,0 6,4 Navicula capitata 19,5 27,1 2,3 Navicula margalithii 19,3 36,8 3,1 Melosira varians 18,1 40,5 3,7 109

110 Bijlage 3: Voorstel tot aanvulling van indicatortaxa voor de types Pz en Pb Soortnaam Pz Pb Soortnaam Pz Pb Soortnaam Pz Pb Soortnaam Pz Pb Diatoma tenuis IA Eunotia monodon var. bidens IS Navicula trivialis IA Psammothidium rechtensis IS Diploneis fontanella IS Eunotia paludosa IS Naviculadicta cosmopolitana IA Psammothidium rosenstockii IS Diploneis oculata IS Eunotia paludosa var. trinacria IS Naviculadicta stauroneioides IS Psammothidium rossii IS Ellerbeckia arenaria IS Eunotia parallela IS Neidium alpinum IS Psammothidium sacculum IS Encyonema elginense IS Eunotia parallela var. angusta IS Neidium apiculatum IS Psammothidium scoticum IS Encyonema hebridicum IS Eunotia pectinalis IS Neidium bergii IS Psammothidium subatomoideis Encyonema neogracile IS Eunotia pectinalis var. undulata IS Neidium bisulcatum IS Psammothidium ventralis IS Encyonema neomesianum IS Eunotia rhomboidea IS Neidium densestriatum IS Rhoicosphenia marina IA Encyonema perpusillum IS Eunotia septentrionalis IS Neidium hercynicum IS Rhopalodia rupestris IS Encyonema reichhardtii IS Eunotia steineckei IS Neidium longiceps IS Rossithidium petersenii IS Encyonema vulgare IS Eunotia sudetica IS Neidium productum IS Rossithidium pusillum IS Encyonopsis cesatii IS Eunotia tenella IS Nitzschia acidoclinata IS Sellaphora blackfordensis IA Encyonopsis descripta IS Eunotia veneris IS Nitzschia bavarica IS Sellaphora capitata IA Encyonopsis falaisensis IS Fallacia lucinensis IA Nitzschia homburgiensis IS Sellaphora joubaudii IA Encyonopsis gaeumanii IS Fallacia vitrea IS Nitzschia liebetruthii IA IS Sellaphora pseudopupula IA Encyonopsis thumensis IS Fragilaria arcus IS Nitzschia pura IS Sellaphora ventraloconfusa IS Entomoneis paludosa IS Fragilaria bicapitata IS Nitzschia siliqua IA Sellaphora verecundiae IS Epithemia smithii IS Fragilaria bidens IA Nitzschia sinuata var. tabellaria IS Stauroneis amphicephala IS Eucocconeis alpestris IS Fragilaria exiguiformis IS Nitzschia solgensis IA Stauroneis anceps IS Eucocconeis austriaca IS Fragilaria nanoides IS Nitzschia subacicularis IS Stauroneis siberica IS Eucocconeis flexella IS Fragilaria neoproducta IS Nitzschia sublinearis IS Surirella pseudotenuissima IS Eunotia arculus IS Fragilariforma bicapitata IS Nitzschia vermicularis IA Surirella roba IS Eunotia arcus IS Frustulia amosseana IS Nitzschia vermicularis f. angustior IA Surirella turgida IS Eunotia bidens IS Frustulia amphipleuroides IS Nupela impexiformis IS Tetracyclus glans IS Eunotia bilunaris var. linearis IS Frustulia krammeri IS Orthoseira dendroteres IS Thalassiosira bramaputrae IA Eunotia botuliformis IS Frustulia rhomboides IS Orthoseira roeseana IS Thalassiosira lacustris IA Eunotia circumborealis IS Gomphoneis minuta IA Pinnularia marchica IA Eunotia diadema IS Gomphonema coronatum IS Pinnularia microstauron IS Eunotia diodon IS Gomphonema hebridense IS Pinnularia notabiliformis IS Eunotia eurycephaloides IS Gomphonema jadwigiae IS Pinnularia rabenhorstii IS Eunotia faba IS Gomphonema lippertii IS Pinnularia subgibba IS Eunotia fallax IS Gomphonema micropumilum IS Planothidium frequentissimum IA Eunotia fallax var. groenlandica IS Gomphonema pseudobohemicum IS Psammothidium abundans IS Eunotia flexuosa IS Gomphonema sarcophagus IA Psammothidium altaicum IS Eunotia glacialis IS Gomphonema tergestinum IS Psammothidium chlidanos IS Eunotia groenlandica IS Gomphonema utae IA Psammothidium daonense IS Eunotia implicata IS Gomphonema vibrio IS Psammothidium didymum IS Eunotia incisa IS Hannaea arcus IS Psammothidium helveticum IS Eunotia intermedia IS Hippodonta capitata IA Psammothidium kryophilum IS Eunotia meisteri IS Luticola mutica IA IS Psammothidium marginulatum IS Eunotia microcephala IS Mayamaea recondita IA Psammothidium oblongellum IS Eunotia monodon IS Navicula amphiceropsis IA Psammothidium perpusillum IS 110

111 Bijlage 4: Soortkenmerkendheid van diatomeeën voor brakke watertypes (overgenomen uit Gotjé et al. (2002) Bijlage 6) Algemene soorten Kenmerkende soorten Afkorting Naam Afkorting Naam Afkorting Naam ACHNBRE Achnanthes brevipes NAVILAN Navicula lanceolata ACHNAMO Achnanthes amoena ACHNBRi Achnanthes brevipes var. intermedia NAVIMAR Navicula margalithii ACHNBAH Achnanthes bahusiensis ACHNDEh Achnanthes delicatula ssp. hauckiana NAVIMEL Navicula menisculus (incl. var.) ACHNLON Achnanthes longipes ACHNDEL Achnanthes delicatula NAVIMINI Navicula minima ACHNPSPU Achnanthes pseudopunctulata ACHNLAF Achnanthes lanceolata ssp. frequentissima NAVIPEN Navicula perminuta AMRAHOL Amphora holsatica ACHNLAN Achnanthes lanceolata NAVIPERE Navicula peregrina AMRAMIM Amphora micrometra ACHNMIN Achnanthes minutissima (incl. var.) NAVIPHYL Navicula phyllepta ANOMSPH Anomoeoneis sphaerophora AMPLRUT Amphipleura rutilans NAVIPYG Navicula pygmaea CATEADH Catenula adhaerens AMRACO Amphora coffeaeformis (incl. var.) NAVIRADI Navicula radiosa CCNEPEDI Cocconeis pediculus AMRACO Amphora copulata NAVIREC Navicula recens CYLACIST Cymbella cistula AMRAHEL Amphora helenensis NAVIRHC Navicula rhynchocephala s.l. CYLAPUSI Cymbella pusilla AMRAHY Amphora hybrida NAVISAN Navicula salinarum (incl. var.) DIATMONI Diatoma moniliformis AMRALIN Amphora lineolata NAVISELU Navicula seminulum GONEACU Gomphonema acuminatum AMRAPED Amphora pediculus NAVISLES Navicula slesvicensis GONEEXM Gomphonema exiguum var. AMRAPR Amphora proteus NAVITRIP Navicula tripunctata MAGLPUM Mastogloia pumila AMRAVE Amphora veneta NAVIVEN Navicula veneta MELOLINE Melosira lineata BALAPAR Bacillaria paradoxa NITZAMP Nitzschia amphibia MELOMO Melosira moniliformis CANEAMP Caloneis amphisbaena NITZANTI Nitzschia angustiforaminata MELONU Melosira nummuloides CANEBAC Caloneis bacillum NITZARC Nitzschia archibaldii NAVIARNA Navicula arenaria CASICYM Campylosira cymbelliformis NITZAUR Nitzschia aurariae NAVICRGE Navicula crucigera CCNEPLLI Cocconeis placentula var. lineata (s.l.) NITZCALI Nitzschia calida NAVICRLA Navicula crucicula CCNESCp Cocconeis scutellum var. parva NITZCAPI Nitzschia capitellata NAVICUSP Navicula cuspidata CCNESCU Cocconeis scutellum NITZCLAU Nitzschia clausii NAVIPAVI Navicula pavillardii CYSIBELG Cymatosira belgica NITZCOA Nitzschia coarctata NAVISPIC Navicula spicula DELPSURI Delphineis surirella NITZCON Nitzschia constricta NITZAGNI Nitzschia agnita DIATTEN Diatoma tenuis NITZDIPP Nitzschia dippelii NITZGRAN Nitzschia granulata DIMEMIN Dimeregramma minor NITZDISS Nitzschia dissipata (incl. var.) NITZSOBI Nitzschia sociabilis DINEAEST Diploneis aestuari NITZFILI Nitzschia filiformis RHOPGIBA Rhopalodia gibba DINEDIDY Diploneis didyma NITZFON Nitzschia fonticola EPITADNA Epithemia adnata NITZFRUS Nitzschia frustulum EPITSORE Epithemia sorex NITZHUN Nitzschia hungarica FRLACAP Fragilaria capucina (incl. var.) NITZINSP Nitzschia inconspicua FRLACAva Fragilaria capucina var. vaucheriae NITZLEVI Nitzschia levidensis (incl. gr. FRLAFAM Fragilaria famelica NITZMICE Nitzschia microcephala FRLAFASC Fragilaria fasciculata NITZPACE Nitzschia paleacea FRLAPULC Fragilaria pulchella NITZPALE Nitzschia palea (incl. FRLAULN Fragilaria ulna NITZPELL Nitzschia pellucida GONECLA Gomphonema clavatum NITZPUSI Nitzschia pusilla GONEGR Gomphonema gracile NITZRECT Nitzschia recta GONEOL Gomphonema olivaceum NITZSIMA Nitzschia sigma GONEPAR Gomphonema parvulum (incl. var.) NITZSUPR Nitzschia supralitorea GONEPU Gomphonema pumilum NITZTRYB Nitzschia tryblionella GONETRU Gomphonema truncatum OPEPOLS Opephora olsenii NAVICAhu Navicula capitata var. hungarica RHAPAM Rhaphoneis amphiceros NAVICINC Navicula cincta RHOPBRE Rhopalodia brebissonii NAVICRLY Navicula cryptolyra RHOPMU Rhopalodia musculus NAVICRTE Navicula cryptotenella s.l. RHSPABB Rhoicosphenia abbreviata NAVIDIGI Navicula digitoradiata STDIHAN Stephanodiscus hantzschii NAVIDIRE Navicula directa STDIPARV Stephanodiscus parvus NAVIFLAN Navicula flanatica SURIBRku Surirella brebissonii var. kuetzingii NAVIGRE Navicula gregaria THNENIT Thalassionema nitzschioides NAVIHAL Navicula halophila 111

112 Bijlage 5: Zoutindicatiewaarden van diatomeeën (overgenomen uit Gotjé et al. (2002) Bijlage 2) Afkorting Naam indicatiewaarde (H) Afkorting Naam indicatiewaarde (H) ACCYNORM Actinocyclus normanii 3 NAVIDUER Navicula duerrenbergiana 5 ACCYSPEC Actinocyclus NAVIEIDR Navicula eidrigiana 3 ACHNAMOE Achnanthes amoena 4 NAVIELGI Navicula elginensis 2 ACHNBAHU Achnanthes bahusiensis 5 NAVIEVAN Navicula evanida 2 ACHNBREV Achnanthes brevipes 5 NAVIFLAN Navicula flanatica 6 ACHNBRin Achnanthes brevipes var. intermedia 4 NAVIFOLI Navicula fossalis 2 ACHNCONS Achnanthes conspicua 1 NAVIFORC Navicula forcipata 6 ACHNDEen Achnanthes delicatula ssp. engelbrechtii 4 NAVIGEMM Navicula gemmifera 6 ACHNDEha Achnanthes delicatula ssp. hauckiana 2 NAVIGOEP Navicula goeppertiana 2 ACHNDELI Achnanthes delicatula 4 NAVIGREG Navicula gregaria 3 ACHNGRAN Achnanthes grana 1 NAVIHALA Navicula halophila 4 ACHNHELV Achnanthes helvetica 1 NAVIINGE Navicula ingenua ACHNHUNG Achnanthes hungarica 2 NAVIINSO Navicula insociabilis 1 ACHNKRYO Achnanthes kryophila 1 NAVIINTA Navicula incertata 5 ACHNLAFR Achnanthes lanceolata ssp. frequentissima (incl. var.) 2 NAVIINTE Navicula integra 3 ACHNLANC Achnanthes lanceolata 2 NAVILANC Navicula lanceolata 3 ACHNLONG Achnanthes longipes 6 NAVILITO Navicula litoricola 6 ACHNMINU Achnanthes minutissima (incl. var.) 2 NAVIMARG Navicula margalithii 2 ACHNPERI Achnanthes pericava 3 NAVIMELU Navicula menisculus (incl. var.) 2 ACHNPLGE Achnanthes ploenensis var. gessneri 3 NAVIMEup Navicula menisculus var. upsaliensis 2 ACHNPSPU Achnanthes pseudopunctulata NAVIMEUS Navicula meniscus 3 ACHNPUNC Achnanthes punctulata 4 NAVIMICA Navicula microcari 2 ACHNRUTO Achnanthes rupestoides 2 NAVIMIDI Navicula microdigitoradiata 3 ACHNSPEC Achnanthes NAVIMILO Navicula minusculoides 2 ACHNSUAT Achnanthes subatomoides 1 NAVIMImu Navicula minuscula var. muralis 2 ACPTSENA Actinoptychus senarius 6 NAVIMINI Navicula minima 2 AMPLRUTI Amphipleura rutilans 4 NAVIMOLE Navicula molestiformis 2 AMRAABLU Amphora abludens 5 NAVIMONO Navicula monoculata 2 AMRABACI Amphora bacillaris 6 NAVIMUTI Navicula mutica 3 AMRACAST Amphora castellata 5 NAVIMUve Navicula mutica var. ventricosa 3 AMRACOFF Amphora coffeaeformis (incl. var.) 2 NAVIOBLO Navicula oblonga 2 AMRACOMM Amphora commutata 4 NAVIPAVI Navicula pavillardii 6 AMRACOPU Amphora copulata 2 NAVIPENU Navicula perminuta 5 AMRACOST Amphora costata NAVIPERE Navicula peregrina 4 AMRADELI Amphora delicatissima 5 NAVIPHYL Navicula phyllepta 6 AMRAEXIG Amphora exigua 6 NAVIPROT Navicula protracta 3 AMRAHELE Amphora helenensis 6 NAVIPSLA Navicula pseudolanceolata 2 AMRAHOLS Amphora holsatica 4 NAVIPUPU Navicula pupula 2 AMRAHYBR Amphora hybrida 5 NAVIPUSI Navicula pusilla 3 AMRAINAR Amphora inariensis 2 NAVIPYGM Navicula pygmaea 3 AMRALINE Amphora lineolata 5 NAVIRADI Navicula radiosa 2 AMRAMARI Amphora marina 6 NAVIRAMO Navicula ramosissima 4 AMRAMIME Amphora micrometra 4 NAVIRATO Navicula ramosissima var. torquata 5 AMRAMONT Amphora montana 2 NAVIRECE Navicula recens 3 AMRAOSTR Amphora ostrearia 7 NAVIREIC Navicula reichardtiana 2 AMRAOVAL Amphora ovalis 2 NAVIREIN Navicula reinhardtii 2 AMRAPEDI Amphora pediculus 2 NAVIRHCE Navicula rhynchocephala s.l. 2 AMRAPROT Amphora proteus 5 NAVISANA Navicula salinarum (incl. var.) 4 AMRASPEC Amphora NAVISANI Navicula salinicola 6 AMRATERR Amphora terroris 7 NAVISAPR Navicula saprophila 2 AMRAVENE Amphora veneta 3 NAVISCHR Navicula schroeteri 3 ANOMSPHA Anomoeoneis sphaerophora 3 NAVISELU Navicula seminulum 2 ANOMVILA Anomoeoneis vitrea f. lanceolata 1 NAVISLES Navicula slesvicensis 3 ANOMVITR Anomoeoneis vitrea 2 NAVISOOD Navicula soodensis 4 ASRIFORM Asterionella formosa 2 NAVISPEC Navicula AURISPEC Auricula NAVISPIC Navicula spicula 5 AUSEAMBI Aulacoseira ambigua 2 NAVISTRO Navicula stroemii 2 AUSEDIST Aulacoseira distans 1 NAVISUMI Navicula subminuscula 2 AUSEGRAN Aulacoseira granulata 2 NAVITELO Navicula tenelloides 2 AUSEITAL Aulacoseira italica 2 NAVITERA Navicula tenera 112

113 Afkorting Naam indicatiewaarde (H) Afkorting Naam indicatiewaarde (H) BALAPARA Bacillaria paradoxa 4 NAVITRIP Navicula tripunctata 2 CANEAMPH Caloneis amphisbaena 3 NAVITRIV Navicula trivialis 3 CANEBACI Caloneis bacillum 2 NAVIULVA Navicula ulvacea 7 CANEPERM Caloneis permagna 3 NAVIVENE Navicula veneta 3 CASICYMB Campylosira cymbelliformis 7 NAVIVIge Navicula viridula var. germainii 2 CATEADHA Catenula adhaerens 5 NAVIVIRI Navicula viridula 2 CCNEPEDI Cocconeis pediculus 3 NAVIVIXV Navicula vixvisibilis (incl. var.) CCNEPETO Cocconeis peltoides 6 NEIDAFFI Neidium affine 2 CCNEPLLI Cocconeis placentula var. lineata (s.l.) 2 NEIDAMPL Neidium ampliatum 2 CCNESCpa Cocconeis scutellum var. parva 5 NEIDDUBI Neidium dubium 2 CCNESCUT Cocconeis scutellum 5 NEIDIRID Neidium iridis 2 CCNESPEC Cocconeis NITZACIC Nitzschia acicularis 2 CENTRALE Centrales NITZACID Nitzschia acidoclinata 1 CSDIAPIC Coscinodiscus apiculatus 6 NITZAEQU Nitzschia aequorea 5 CTCEMUEL Chaetoceros muelleri 4 NITZAGNI Nitzschia agnita 4 CYLAAFFI Cymbella affinis 2 NITZAMPH Nitzschia amphibia 2 CYLACESA Cymbella cesatii 1 NITZANTI Nitzschia angustiforaminata 2 CYLACIST Cymbella cistula 2 NITZANTU Nitzschia angustatula 3 CYLACYMB Cymbella cymbiformis 2 NITZARCH Nitzschia archibaldii 2 CYLAHELV Cymbella helvetica 2 NITZAURA Nitzschia aurariae 4 CYLALANC Cymbella lanceolata 2 NITZAUST Nitzschia austriaca CYLALEPT Cymbella leptoceros 1 NITZBERG Nitzschia bergii 4 CYLAMICE Cymbella microcephala 2 NITZBREM Nitzschia bremensis 2 CYLAPUSI Cymbella pusilla 4 NITZBREV Nitzschia brevissima 3 CYLASILE Cymbella silesiaca 2 NITZCALI Nitzschia calida 3 CYLASPEC Cymbella NITZCAPI Nitzschia capitellata 4 CYPHDUBI Cyclostephanos dubius 3 NITZCLAU Nitzschia clausii 4 CYPLSOap Cymatopleura solea var. apiculata 2 NITZCOAR Nitzschia coarctata 6 CYPLSOLE Cymatopleura solea 2 NITZCONI Nitzschia communis 2 CYSIBELG Cymatosira belgica 5 NITZCONS Nitzschia constricta 4 CYTEATOM Cyclotella atomus 3 NITZCOPA Nitzschia compressa var. pararostrata 5 CYTECHOC Cyclotella choctawhatcheeana 4 NITZCYLI Nitzschia cylindrus 7 CYTECOME Cyclotella comensis 2 NITZDEBI Nitzschia debilis 2 CYTECYCL Cyclotella cyclopunctata NITZDESE Nitzschia desertorum 3 CYTEDIME Cyclotella distinguenda var. mesoleia 2 NITZDIPP Nitzschia dippelii 5 CYTEDIUN Cyclotella distinguenda var. unipunctata 2 NITZDISS Nitzschia dissipata (incl. var.) 2 CYTEGLOM Cyclotella glomerata 2 NITZDIVE Nitzschia diversa 3 CYTEMENE Cyclotella meneghiniana 3 NITZDRAV Nitzschia draveillensis 2 CYTEOCEL Cyclotella ocellata 1 NITZDUA Nitzschia dubia 3 CYTEPSST Cyclotella pseudostelligera 2 NITZFILI Nitzschia filiformis 4 CYTERADI Cyclotella radiosa 2 NITZFONT Nitzschia fonticola 2 CYTESPEC Cyclotella NITZFREQ Nitzschia frequens 4 CYTESTEL Cyclotella stelligera 2 NITZFRUS Nitzschia frustulum 3 CYTESTRI Cyclotella striata 4 NITZGRAN Nitzschia granulata 6 CYTHSPEC Cylindrotheca NITZGRFO Nitzschia graciliformis 2 DELPMINU Delphineis minutissima 5 NITZGRLI Nitzschia gracilis 1 DELPSURI Delphineis surirella 6 NITZHANT Nitzschia hantzschiana 1 DIATHYEM Diatoma hyemalis 1 NITZHUNG Nitzschia hungarica 3 DIATMONI Diatoma moniliformis 4 NITZINME Nitzschia intermedia 2 DIATMOov Diatoma moniliformis ssp. ovalis 3 NITZINNI Nitzschia incognita 4 DIATPROB Diatoma problematica 3 NITZINSP Nitzschia inconspicua 3 DIATTENU Diatoma tenuis 3 NITZLEVI Nitzschia levidensis (incl. gr. salinarum) 3 DIATVULI Diatoma vulgaris morphotype linearis 2 NITZLIEB Nitzschia liebetruthii 4 DIMEMIna Dimeregramma minor var. nanum 7 NITZLINE Nitzschia linearis 2 DIMEMINO Dimeregramma minor 7 NITZLONG Nitzschia longissima 6 DINEAEST Diploneis aestuari 5 NITZMICE Nitzschia microcephala 2 DINEBOLD Diploneis boldtiana NITZNANA Nitzschia nana 2 DINEDIDY Diploneis didyma 6 NITZNAVI Nitzschia navicularis 6 DINEINRU Diploneis interrupta (incl. var.) 4 NITZOBTU Nitzschia obtusa 4 DINEOCUL Diploneis oculata 2 NITZOVAL Nitzschia ovalis 5 DINEOVAL Diploneis ovalis 2 NITZPACE Nitzschia paleacea 2 DINEPSVA Diploneis pseudovalis 4 NITZPALE Nitzschia palea (incl. debilis/tenuirostris gr.) 2 DINESMdi Diploneis smithii var. dilatata 5 NITZPAND Nitzschia panduriformis 7 DINESPEC Diploneis cf. coffaeiformis NITZPELL Nitzschia pellucida 5 ENTOALAT Entomoneis alata 4 NITZPERI Nitzschia perindistincta 4 113

114 Afkorting Naam indicatiewaarde (H) Afkorting Naam indicatiewaarde (H) ENTOPALU Entomoneis paludosa 3 NITZPERM Nitzschia perminuta 2 EPITADNA Epithemia adnata 2 NITZPURA Nitzschia pura 2 EPITSORE Epithemia sorex 2 NITZPUSI Nitzschia pusilla 2 EPITTUGR Epithemia turgida var. granulata 2 NITZRECT Nitzschia recta 2 EPITTURG Epithemia turgida 2 NITZROSE Nitzschia rosenstockii 2 EUTIBILU Eunotia bilunaris 2 NITZSIMA Nitzschia sigma 4 EUTIEXIG Eunotia exigua 2 NITZSIMO Nitzschia sigmoidea 2 EUTIIMPL Eunotia implicata 1 NITZSOBI Nitzschia sociabilis 2 EUTIPECT Eunotia pectinalis 1 NITZSOCI Nitzschia socialis 7 EUTISPEC Eunotia NITZSPEC Nitzschia 2 FRLABERO Fragilaria berolinensis NITZSUAC Nitzschia subacicularis 2 FRLABREV Fragilaria brevistriata 2 NITZSULI Nitzschia sublinearis 2 FRLACAME Fragilaria capucina var. mesolepta 2 NITZSUPR Nitzschia supralitorea 2 FRLACAPU Fragilaria capucina (incl. var.) 2 NITZTHLO Nitzschia thermaloides 4 FRLACAva Fragilaria capucina var. vaucheriae 2 NITZTRYB Nitzschia tryblionella 3 FRLACOBI Fragilaria construens f. binodis 2 NITZTUBI Nitzschia tubicola (incl. gr. gandersheimiensis) 3 FRLACOEN Fragilaria construens 2 NITZUMBO Nitzschia umbonata 2 FRLACOSS Fragilaria construens f. subsalina 3 NITZVACO Nitzschia valdecostata 3 FRLACOVE Fragilaria construens f. venter 2 NITZVAST Nitzschia valdestriata 4 FRLADELI Fragilaria delicatissima 2 NITZVERM Nitzschia vermicularis 2 FRLAELLI Fragilaria elliptica 2 ODONRHOM Odontella rhombus 7 FRLAFAME Fragilaria famelica 2 OPEPMARI Opephora marina 7 FRLAFASC Fragilaria fasciculata 4 OPEPOLSE Opephora olsenii 5 FRLAPASU Fragilaria parasitica var. subconstricta 2 OPEPSPEC Opephora FRLAPINN Fragilaria pinnata (incl. var.) 2 PALISULC Paralia sulcata 7 FRLAPULC Fragilaria pulchella 4 PINNAPPE Pinnularia appendiculata 1 FRLASPEC Fragilaria PINNBORE Pinnularia borealis 2 FRLASUSA Fragilaria subsalina 3 PINNDITI Pinnularia divergentissima 1 FRLATENE Fragilaria tenera 1 PINNINME Pinnularia intermedia 1 FRLAULAC Fragilaria ulna var. acus 2 PINNKRFO Pinnularia krookiformis 3 FRLAULNA Fragilaria ulna 2 PINNMICR Pinnularia microstauron 2 FRUSVULG Frustulia vulgaris 2 PINNSPEC Pinnularia GONEACUM Gomphonema acuminatum 2 PINNVIRI Pinnularia viridis 2 GONEAUGU Gomphonema augur 2 PLMAANGU Pleurosigma angulatum 7 GONECLAV Gomphonema clavatum 1 PLMADELI Pleurosigma delicatulum 4 GONEDICH Gomphonema dichotomum 2 PLMAELON Pleurosigma elongatum 5 GONEEXMI Gomphonema exiguum var. minutissimum 4 PLMAOBSC Pleurosigma obscurum 2 GONEGRAC Gomphonema gracile 2 PLMASALI Pleurosigma salinarum 4 GONEMINU Gomphonema minutum 2 PLMOVANH Plagiogrammopsis vanheurckii 7 GONEMIPU Gomphonema micropus 2 PODOSPEC Podosira GONEOLUM Gomphonema olivaceum 2 RHAPAMPH Rhaphoneis amphiceros 6 GONEPARV Gomphonema parvulum (incl. var.) 2 RHAPSPEC Rhaphoneis GONEPAsa Gomphonema parvulum f. saprophilum 2 RHAPTENU Rhaphoneis tenuis 4 GONEPROD Gomphonema productum 2 RHOPACUM Rhopalodia acuminata 4 GONEPSAU Gomphonema pseudoaugur 2 RHOPBREB Rhopalodia brebissonii 3 GONEPUMI Gomphonema pumilum 2 RHOPCONS Rhopalodia constricta 4 GONETERG Gomphonema tergestinum 2 RHOPGIBA Rhopalodia gibba 2 GONETRUN Gomphonema truncatum 2 RHOPGIVA Rhopalodia gibberula var. vanheurckii 2 GYSIACUM Gyrosigma acuminatum 2 RHOPMUSC Rhopalodia musculus 4 GYSIATTE Gyrosigma attenuatum 2 RHOPOPER Rhopalodia operculata 3 GYSIFASC Gyrosigma fasciola 5 RHSPABBR Rhoicosphenia abbreviata 2 GYSISCIO Gyrosigma sciotoense 3 SIMODELO Simonsenia delognei 3 HANTAMPH Hantzschia amphioxys 2 SKELPOTA Skeletonema potamos 3 HYDSSCOT Hyalodiscus scoticus 6 SKELSUSA Skeletonema subsalsum 3 LICMGRAC Licmophora gracilis 7 STDIBIND Stephanodiscus binderanus 2 LICMSPEC Licmophora cf. oedipus STDIHANT Stephanodiscus hantzschii 2 MAGLPUMI Mastogloia pumila 6 STDIMINU Stephanodiscus minutulus 2 MELOLINE Melosira lineata 4 STDIPARV Stephanodiscus parvus 2 MELOMONI Melosira moniliformis 5 STDIROTU Stephanodiscus rotula 2 MELOMOoc Melosira moniliformis var. octogona 5 STDISPEC Stephanodiscus MELONUMM Melosira nummuloides 5 STNEANCE Stauroneis anceps 2 MELOVARI Melosira varians 2 STNECONS Stauroneis constricta 6 NAVIABSC Navicula abscondita 6 STNEKRIE Stauroneis kriegeri 2 NAVIACCO Navicula accomoda 2 STNEPHOE Stauroneis phoenicenteron 2 NAVIANGU Navicula angusta 1 STNEPROD Stauroneis producta 3 114

115 Afkorting Naam indicatiewaarde (H) Afkorting Naam indicatiewaarde (H) NAVIARNA Navicula arenaria 6 STNESIMU Stauroneis simulans 6 NAVIATex Navicula atomus var. excelsa 2 STNESMIT Stauroneis smithii 2 NAVIATOM Navicula atomus 2 STNESPEC Stauroneis NAVIATPE Navicula atomus var. permitis 2 SURIAMPH Surirella amphioxys 4 NAVIBRYO Navicula bryophila 1 SURIANGU Surirella angusta 2 NAVICAhu Navicula capitata var. hungarica 2 SURIBRba Surirella brightwellii var. baltica 4 NAVICAlu Navicula capitata var. lueneburgensis 3 SURIBREB Surirella brebissonii 3 NAVICARI Navicula cari 2 SURIBRIG Surirella brightwellii 5 NAVICATA Navicula capitata 2 SURIBRku Surirella brebissonii var. kuetzingii 2 NAVICATO Navicula capitatoradiata 2 SURIBRpu Surirella brebissonii var. punctata 3 NAVICINC Navicula cincta 2 SURIGEMM Surirella gemma 5 NAVICLEM Navicula clementis 3 SURIMINU Surirella minuta 2 NAVICLOI Navicula clementioides 3 SURIOVAL Surirella ovalis 4 NAVICOHN Navicula cohnii 3 SURIROBU Surirella robusta 2 NAVICOsy Navicula constans var. symmetrica 1 SURISPEC Surirella NAVICRCE Navicula cryptocephala 2 SURISUSA Surirella subsalsa 3 NAVICRGE Navicula crucigera 5 TABEFENE Tabellaria fenestrata 1 NAVICRLA Navicula crucicula 6 TABEFLOC Tabellaria flocculosa 1 NAVICRLY Navicula cryptolyra 5 TABUSPEC Tabularia cf. laevis NAVICRTE Navicula cryptotenella s.l. 2 THNENITZ Thalassionema nitzschioides 7 NAVICUSP Navicula cuspidata 2 THSIEXCE Thalassiosira excentrica 6 NAVIDIFF Navicula difficillima 1 THSIGUIL Thalassiosira guillardii 4 NAVIDIGI Navicula digitoradiata 4 THSIPROS Thalassiosira proschkinae 5 NAVIDIRE Navicula directa 6 THSIPSNA Thalassiosira pseudonana 3 NAVIDITH Navicula dithmarsica 6 THSITENE Thalassiosira tenera 4 THSIWEIS Thalassiosira weissflogii 3 115

116 116

117 117

118 118

119 119