Rein Brys, Tom Ysebaert, Vincent Escaravage, Stefan Van Damme, Alexander Van Braeckel, Bart Vandevoorde & Erika Van den Bergh

Transcriptie

1 Afstemmen van referentiecondities en evaluatiesystemen in functie van de KRW: afleiden en beschrijven van typespecifieke referentieomstandigheden en/of MEP in elk Vlaams overgangswatertype vanuit de overeenkomstig de KRW ontwikkelde beoordelingssystemen voor biologische kwaliteitselementen. Rein Brys, Tom Ysebaert, Vincent Escaravage, Stefan Van Damme, Alexander Van Braeckel, Bart Vandevoorde & Erika Van den Bergh

2 Projecttitel: Afstemmen van referentiecondities en evaluatiesystemen in functie van de Kaderrichtlijn Water: Afleiden en beschrijven van typespecifieke referentieomstandigheden en/of maximaal ecologisch potentieel in elk Vlaams overgangswatertype vanuit de overeenkomstig de Kaderrichtlijn Water ontwikkelde beoordelingssystemen voor biologische kwaliteitselementen. Opdrachtgever: Vlaamse Milieumaatschappij (VMM) Rapport verkrijgbaar bij: Instituut voor Natuurbehoud (IN), Kliniekstraat 25, B-1070 Brussel, België web-site: tel: fax: Wijze van citeren: Brys, R., Ysebaert, T., Escaravage, V., Van Damme, S. Van Braeckel, A. Vandevoorde, B. & Van den Bergh, E. (2005) Afstemmen van referentiecondities en evaluatiesystemen in functie van de KRW: afleiden en beschrijven van typespecifieke referentieomstandigheden en/of MEP in elk Vlaams overgangswatertype vanuit de overeenkomstig de KRW ontwikkelde beoordelingssystemen voor biologische kwaliteitselementen. Eindrapport. VMM.AMO.KRW.REFCOND OW. Instituut voor natuurbehoud IN.O

3 Afstemmen van referentiecondities en evaluatiesystemen in functie van de KRW: afleiden en beschrijven van typespecifieke referentieomstandigheden en/of MEP in elk Vlaams overgangswatertype vanuit de overeenkomstig de KRW ontwikkelde beoordelingssystemen voor biologische kwaliteitselementen. Rein Brys, Tom Ysebaert, Vincent Escaravage, Stefan Van Damme, Alexander Van Braeckel, Bart Vandevoorde & Erika Van den Bergh September 2005 Verslag van het Instituut voor natuurbehoud IN.O Studie uitgevoerd door het Instituut voor Natuurbehoud in samenwerking met het NIOO- CEME (NL) en de Universiteit Antwerpen (ECOBE) in opdracht van de Vlaamse Milieumaatschappij Afdeling meetnetten en onderzoek Nederlands Instituut voor ecologie (CEME) Instituut voor Natuurbehoud Universiteit Antwerpen (ECOBE) Korringaweg 7, 4401 NT Yerseke (NL) Kliniekstraat 25, 1070 Brussel Universiteitsplein 1, 2060 Wilrijk

4 Voorwoord De auteurs van dit rapport wensen vooreerst een aantal personen te bedanken die een bijdrage leverden bij het tot stand komen ervan. An Tombeur (IN) hielp bij het digitaliseren van de vegetatiekaarten van de schorren en het invullen van de vegetatie databank. Wim Mertens (IN) hielp bij de vegetatiekartering van de schorren. Ingrid Verbessem (IN) leverde de benthos gegevens aan voor de Zeeschelde. Maurice Hoffmann (IN) leverde de nodige informatie over het IJzer estuarium Steven Degraer (RUG, sectie Mariene Biologie) verstrekte de gegevens m.b.t. het macrobenthos van het IJzer estuarium Eric Tavernier (WLB) zorgde voor recente getijgegevens Bert Frans (NV. Wen Z) maakte de derde vegetatiekartering van de Zeeschelde mogelijk door opdracht te geven tot de het maken van het DTM en de orthofoto s van het intergetijdengebied van de Zeeschelde en haar zijrivieren anno Frederic Piesschaert (IN) las eerdere versies door en gaf relevante suggesties voor verbetering. Ook de leden van de stuurgroep droegen door hun relevante vragen en opmerkingen bij aan de totstandkoming van dit rapport: Gaby Verhaegen (VMM) Greet Devriese (VMM) Sandra Desmedt (VMM) Adelheid Vanhille (Afdeling Water) Jeroen Van Wichelen (RUG) Jan Breine (IBW)

5 Inhoud SAMENVATTING. 1 1 PROJECTKADERING EUROPESE KADERRICHTLIJN WATER Stappenplan Referentiecondities Indeling van oppervlaktewateren naar status Het berekenen van de EQR PROJECTDOELSTELLINGEN VLAAMSE OVERGANGSWATEREN VLAAMSE OVERGANGSWATERTYPEN VLAAMSE OVERGANGSWATERLICHAMEN Zeeschelde & zijriveren IJzerestuarium KNELPUNTEN EN PROCESSEN IN HET SCHELDE-ESTUARIUM EN ZIJRIVIEREN LICHTKLIMAAT EN ZUURSTOFHUISHOUDING SILICIUMBALANS VERANDERENDE HYDRODYNAMICA EN MORFOLOGIE ZOETWATERAFVOER EVOLUTIE VAN HET AREAAL SLIK- EN SCHOR VASTSTELLEN VAN MAXIMAAL- EN GOED ECOLOGISCH POTENTIEEL (MEP/GEP) SCHAALAFHANKELIJKE BENADERING MEP/GEP VOOR HABITATAREALEN OP ECOSYSTEEMNIVEAU MEP VOOR HABITATAREALEN: DE HYDROMORFOLOGISCHE BENADERING GEP VOOR HABITAT AREALEN: DE FUNCTIONELE BENADERING Functionele ondergrens van het GEP voor slikareaal Functionele ondergrens van het GEP voor schorareaal FYTOPLANKTON RECONSTRUCTIE VAN DE VUILVRACHT UIT HET BEKKEN KOPPELING VUILVRACHT BEKKEN ESTUARIENE PRODUCTIE AANPASSING VAN DE KLASSEGRENZEN VOOR CHLOROFYL A IN HET ZOETWATER GETIJDENGEBIED BESLUITEN MACROBENTHOS REFERENTIEKADER VOOR MACROBENTHOS HET MACROBENTHOS VAN EUROPESE BRAKWATER- EN ZOETWATER-GETIJDENGEBIEDEN HUIDIGE TOESTAND VAN HET MACROBENTHOS VAN DE ZEESCHELDE Brakwatergetijdengebied (Waterlichaam A) Zoetwatergetijdengebied (Waterlichamen b,c,d) BENTHISCHE INDICATOREN VOOR OVERGANGSWATEREN DE HIËRARCHISCHE, SCHAAL-AFHANKELIJKE BENADERING Ecosysteemniveau (Niveau 1) Habitat (niveau 2)

6 9.5.3 Karakteristieken van de Macrobenthische gemeenschappen (niveau 3) Integratie van de (sub-)indicatoren tot een indicator TOEPASSING VAN DE INDICATOR OP DE ZEESCHELDE Ecosysteemniveau (Zones B, C, en D geïntegreerd) Habitatniveau (Waterlichamen A, B, C en D) Gemeenschap niveau (Waterlichaam A) Gemeenschapsniveau (Waterlichamen B,C,D) Integratie van de indicatoren tot een algemene beoordeling voor de waterlichamen in de Zeeschelde TOEPASSING VAN DE INDICATOR OP DE IJZERMONDING Soortenaantal Soortenlijst Evaluatie van de indicator voor diversiteit Dichtheid VERDERE ONTWIKKELING VAN DE INDICATOR VELDPROTOCOL VOOR HET MACROBENTHOS MACROFYTEN VEGETATIEONTWIKKELING OP DE SCHORREN VAN DE ZEESCHELDE Zoetwaterschorren Brakwater schorren BEPALENDE ABIOTISCHE FACTOREN OP DE SCHORREN Saliniteit en overstromingsregime Oppervlakte en vormindex van de schorgebieden Connectiviteit van de schorgebieden Geomorfologische diversiteit van de schorgebieden TEMPORELE EVOLUTIE STURENDE FACTOREN EN PROCESSEN KEUZE VAN DE RELEVANTE PARAMETERS VOOR SCHORKWALITEIT AFBAKENING VAN MEP/GEP EN KLASSEGRENZEN Arealen Duurzaamheid Kwaliteit van de vegetatie Integratie van de parameters tot één EQR score TOEPASSING VAN DE BEOORDELINGSMETHODE OP DE ZEESCHELDE Arealen Vorm-index Vegetatie Eindscore per waterlichaam VELDPROTOCOL VOOR DE BEOORDELING VAN DE SCHORREN Monitoring volgens korte termijn intervallen: Monitoring volgens langere termijn intervallen: LITERATUUR LIJST VAN DE FIGUREN LIJST VAN DE TABELLEN BIJLAGE I. Berekening van de vuilvrachten uit het bekken in pristiene omstandigheden, huidige omstandigheden en bij het voldoen aan de vereisten voor de KRW BIJLAGE II. Bijlage bij het luik macrobenthos. 160 BIJLAGE III. Lijst van taxa die in beschouwing worden genomen voor het berekenen van de indices voor de schorrevegetaties

7 Samenvatting Sinds december 2002 is de Europese Kaderrichtlijn Water (KRW) van kracht voor alle Europese lidstaten. Volgens deze richtlijn moeten alle Europese wateren zich tegen eind 2015 in een goede toestand bevinden. Om de ecologische toestand van oppervlaktewateren vast te stellen moeten de betreffende lidstaten, volgens een duidelijk afgelijnd stappenplan, monitoringprogramma s en beoordelingssytemen uitwerken voor een aantal biologische kwaliteitselementen. Deze biologische kwaliteitselementen zijn gespecificeerd per categorie van oppervlaktewateren. Dit rapport behandelt stap 3 (afbakening van een referentiekader) en stap 4 (ontwikkelen van een evaluatiescore) van dit stappenplan voor de Vlaamse overgangswateren. De biologische kwaliteitselementen die aan bod komen zijn fytoplankton, macrobenthos en macrofyten. De studie vertrekt voornamelijk vanuit de kennis over de Zeeschelde, het meest gedocumenteerde overgangswater voor Vlaanderen. Ze bouwt verder op de onderzoeksresultaten van een studie die eerder in opdracht van de VMM aan het stappenplan voor Vlaamse overgangswateren gewijd was (Van Damme et al, 2003) en integreert daarin ook de resultaten en nieuw verworven inzichten uit de instandhoudingsdoelstellingen voor het Schelde-estuarium (Adriaensen et al, 2005). Alle Vlaamse overgangswateren werden aangeduid als sterk veranderde waterlichamen, daarom worden maximaal en goed ecologisch potentieel (MEP/GEP) als referentiekader gebruikt voor de beoordelingssystemen en niet de pristiene toestand. Dit MEP/GEP werd vanuit een ecosysteembenadering gedefinieerd als het optimaal functioneren van het estuariene ecosysteem. Vooraleer het referentiekader af te bakenen werden ecologische knelpunten en remediërende processen geïdentificeerd. Ecologisch potentieel wordt dan gedefinieerd als het potentieel voor natuurlijke fysische, chemische en biologische processen om zich binnen bepaalde (realiseerbare) grenzen zo goed mogelijk te kunnen ontplooien. De realisatie van dit ecologisch potentieel vergt een aanpak die het lokale niveau en dat van de individuele kwaliteitselementen overstijgt. Daarom werd gekozen voor een geïntegreerde, hiërarchische en schaalafhankelijke benadering bij het vaststellen van het referentiekader en werden, naast de door de KRW verplichte parameters, ook essentiële habitatkenmerken als parameter opgenomen in de evaluatiescores voor de biologische kwaliteitselementen. Op ecosysteem schaal werd de parameter habitat areaal geselecteerd, welke relevant is voor alle biologische kwaliteitselementen. Als MEP werd vanuit een hydromorfologische benadering de minimum bandbreedte berekend die een overgangswater nodig heeft om de typische habitats (slikken, schorren en ondiep water) in stand te kunnen houden in een duurzaam dynamisch sedimentatie/erosie evenwicht. Langsheen het estuarium is deze evenwichtsbreedte overal evenredig met het verval tussen de geulbodem en gemiddeld hoog water (GHW) en het gemiddeld hoog hoog water (GHHW). Als GEP voor slik en schor werden de instandhoudingsdoelstellingen voor het Schelde-estuarium overgenomen: het minimum areaal slik dat voldoende draagkracht voor macrobenthos zal hebben om vissen en vogels van de nodige prooiorganismen te voorzien wanneer de waterkwaliteit aan de vereisten van de KRW zal voldoen. Voor het schor werd, in functie van het schor als Sibron, het minimum areaal berekend dat nodig is om onder de huidige waterkwaliteit Silimitatie voor primaire productie binnen het estuarium te vermijden tijdens het diatomeeën groeiseizoen. 3

8 In de maatlat voor fytoplankton werden de parameters en beoordelingswijze uit Van Damme et al 2003 grotendeels gehandhaafd. De klassegrenzen en beoordelingswijze voor chorofyl a werden echter aangepast aan nieuw verworven inzichten. In de maatlat voor macrobenthos werden parameters op drie verschillende schaalniveaus geselecteerd: - Op ecosysteemniveau: de ratio tussen de systeemgemiddelde macrobenthosbiomassa en de gemiddelde primaire productie - Op habitatniveau: de arealen slik en ondiepwatergebied - Op gemeenschapniveau: de parameters diversiteit, densiteit en biomassa De verschillende parameters in deze maatlat worden tenslotte met een formule geïntegreerd in een poging één overkoepelende indicatiewaarde (score) te bekomen. In de maatlat voor macrofyten werden eveneens parameters op drie schaalniveaus geselecteerd: - Op ecosysteemniveau: het schor areaal - Op niveau van het waterlichaam: het schor areaal en de gemiddelde kwaliteit van de individuele schorren binnen dat waterlichaam. - Op niveau van de individuele schorren: de huidige oppervlakte in relatie tot de gewenste oppervlakte (GEP) noodzakelijk voor een duurzame ontwikkeling en behoud van de bestaande schorren, de vegetatiediversiteit, de soortenrijkdom en de floristische kwaliteitsindex (FQI). De verschillende parameters in deze maatlat worden tenslotte met een formule geïntegreerd in een poging één overkoepelende indicatiewaarde (score) te bekomen. De individuele score van de verschillende parameters laat dan weer toe om knelpunten en remediërende maatregelen te identificeren en te lokaliseren. De maatlatten voor macrobenthos en macrofyten werden vervolgens in de mate van het mogelijke toegepast op de waterlichamen in de Zeeschelde. Voor beide kwaliteitselementen geldt dat geen enkel waterlichaam de ondergrens van het GEP haalt. Hieruit kan men niet anders dan concluderen dat er zich remediërende maatregelen opdringen. De voorgestelde methoden zijn extrapoleerbaar naar de zijrivieren van de Zeeschelde en de IJzer mits de nodige gegevens beschikbaar zijn. De resultaten van deze studie zijn zeker geen eindpunt voor het referentiekader en de beoordeling van de ecologische kwaliteit van de Vlaamse overgangswateren. Ze moeten eerder beschouwd worden als een volgende stap in de ontwikkeling, waarbij ook een aantal leemtes, onzekerheden en mogelijke tekortkomingen naar voren zijn gekomen. 4

9 1 Projectkadering 1.1 Europese Kaderrichtlijn Water Sinds december 2000 is de Europese Kaderrichtlijn Water ( De richtlijn 2000/60/EG van het Europese parlement ) van kracht voor alle Europese lidstaten. Deze Europese Kaderrichtlijn Water (KRW) heeft een grootschalige kentering in het integrale waterbeleid veroorzaakt, waarbij de doelstellingen voor water niet langer in functie staan van menselijk gebruik maar eveneens rekening houden met de ecologische leefbaarheid. Dit heeft tot gevolg dat zowel normen, beschermingsmaatregelen als monitoringsnetwerken dienen te worden aangepast aan deze nieuwe ecologische kwaliteitsdoelstellingen. De KRW verplicht zijn lidstaten tot het uitwerken van een natuurgericht meetnet voor zijn oppervlaktewateren volgens een duidelijk afgelijnd stappenplan. De lidstaten zijn verantwoordelijk voor de uitbouw van een meetnetwerk en de ontwikkeling monitoringsprogramma s waarmee de watertoestand nauwkeurig kan worden opgevolgd. Dit heeft tot doel op termijn binnen elk stroomgebieddistrict een samenhangend totaalbeeld te bekomen van de ecologische waterkwaliteitstoestand en om een beheerplan met een maatregelenprogramma op te stellen waarmee de goede ecologische toestand kan bereikt worden. Deze ecologische toestand wordt in de KRW gedefinieerd als een aanduiding van de kwaliteit van de structuur en het functioneren van aquatische ecosystemen die met oppervlaktewateren zijn geassocieerd (EU,2000/60/EG). Bij de opstelling en implementatie van de monitoringsprogramma s dient een strikte timing te worden nageleefd; het volledige meetnet op het terrein dient geïmplementeerd te zijn tegen De eerste monitoring en evaluatie van de ecologische toestand dienen vervolgens te gebeuren tegen Als vooropgestelde doelstelling dient de goede ecologische kwaliteit van de oppervlaktewateren bereikt te worden tegen december Een gedetailleerd tijdschema van de opeenvolging van de verschillende stappen is door AMINAL en VMM gepubliceerd (VIWC 2001) Stappenplan De KRW geeft duidelijk aan welke stappen moeten worden doorlopen om een biologisch meetnet voor de oppervlaktewateren te ontwikkelen. Stap 1. Afbakening categorieën De KRW stelt dat elke lidstaat zijn aanwezige oppervlaktewateren dient onder te verdelen in de volgende categorieën (zie figuur 1): - rivieren, - meren, - kustwateren, - overgangswateren Hierbij moet een kaart ter beschikking zijn waarop de locatie van deze verschillende categorieën wordt aangeduid. Dit project behandelt een aantal specifieke stappen in het stappenplan voor de Vlaamse overgangswateren. 5

10 Stap 2. Afbakening types In een tweede stap moeten alle gecategoriseerde oppervlaktewateren worden onderverdeeld in typen (zie Figuur 1). Bij aanvang van deze typologie moet worden uitgegaan van de natuurlijke verscheidenheid aan aanwezige levensgemeenschappen. Hierbij moet worden gezocht naar een overkoepelende en sturende abiotische variabele (bv. ecoregio s, hoogteligging, breedte, verval, diepte, temperatuur, zuurtegraad, alkaliniteit, ) die de verscheidenheid aan levensgemeenschappen dient te vatten. Opnieuw dient dan finaal een kaart te worden uitgewerkt waarop de verspreiding van de verschillende afgebakende typen wordt weergegeven. Deze twee eerste stappen in de uitbouw van een biologisch meetnet zijn voor Vlaanderen al uitgewerkt en worden gedetailleerd behandeld in (Jochems et al. 2002). Dit project behandelt een deel van het vervolgtraject voor de daarin gedefinieerde Vlaamse overgangswateren: de Zeeschelde en de IJzer. Figuur 1. Stappenplan voor de ontwikkeling van een ecologische classificatie methodiek van de oppervlaktes opgelegd in de KRW (CIS-REFCOND 2003). Stap 3. Afbakening referentiekader Voor de evaluatie van de ecologische toestand van de oppervlaktewateren preciseert de KRW welke biologische kwaliteitselementen of meetlatten dienen te worden opgenomen binnen de meetnetten (KRW, bijlage V) (zie Figuur 1). De biologische kwaliteitselementen die de lidstaten in overgangswateren moeten opvolgen zijn: - macro-benthos, - fytoplankton, - vissen, - macrofyten 6

11 Voor elk afgebakend watertype dient vervolgens voor elk biologisch kwaliteitselement een systeemeigen referentiekader beschreven te worden, dat overeenkomt met de natuurlijke levensgemeenschappen die binnen dat watertype worden aangetroffen of kunnen worden verwacht. Hierbij specificeert de KRW per kwaliteits element een aantal parameters, op basis waarvan dit dient te gebeuren: taxonomische samenstelling, abundantie en (voor fytoplankton) biomassa van de levensgemeenschappen. Het af te bakenen referentiekader dient voor elk biologisch kwaliteitselement overeen te komen met de maximale score in het beoordelingssysteem. De manier waarop de referentiecondities dienen te worden afgebakend en beschreven, wordt in punt verder uitgewerkt. Figuur 2. Afbakening van de Ecologische kwaliteitsratio (EQR) volgens de KRW (CIS- REFCOND 2003). Stap 4. Ontwikkelen ecologische kwaliteitsratio (EQR) Vervolgens moet per type en per biologisch kwaliteitselement een beoordelingssysteem opgesteld worden waarmee een evaluatiescore kan worden afgeleid, uitgedrukt als een ecologische kwaliteitsratio (EQR) (zie Figuur 2). Dit heeft tot doel een beoordeling te kunnen geven van de impact van de menselijke activiteiten op ecologische kenmerken en dit op verschillende geïntegreerde schalen in ruimte en tijd. Deze evaluatiescore dient te worden opgesplitst in vijf klassen waarvan de waarde varieert tussen 0 en 1, waarbij een score 1 overeenkomt met de referentietoestand (zie Figuur 2). De vijf verschillende klassen vertegenwoordigen elk een ecologische kwaliteitsklasse: - Klasse 1 = zeer goede ecologische kwaliteit - Klasse 2 = goede ecologische kwaliteit - Klasse 3 = matige ecologische kwaliteit - Klasse 4 = slechte ecologische kwaliteit - Klasse 5 = zeer slechte ecologische kwaliteit. De klassen 1, 2 en 3 zijn per biologisch kwaliteitselement normatief beschreven in de bijlage van de KRW (zie KRW, bijlage V, paragraaf 1.4.). 7

12 De berekende EQR s voor elk van de biologische kwaliteitselementen zijn complementair per type. M.a.w. belichten ze elk een ander aspect van de ecologische kwaliteit binnen het betreffende watertype. Daarom geldt dan ook de richtlijn dat als overkoepelende EQR voor een bepaald watertype de laagste EQR wordt genomen (het one out, all out principe), en dat de slechtste score de doorslaggevende zal zijn Referentiecondities Hoewel een algemene Europese handleiding voor het afbakenen van referentiecondities voor elk biologisch kwaliteitselement voor een aantal oppervlaktewatertypen voor handen is (Wallin et al. 2003), is reeds voor verschillende biologische kwaliteitselementen gebleken dat dit niet steeds even eenduidig is (zie bv. Bijkerk & Essenlink 2004; Escaravage et al. 2004). Als algemene richtlijn wordt gesteld dat in eerste instantie moet gezocht worden naar referentiesite(s) binnen de lidstaat, ook aangeduid als de ruimtelijke benadering voor het referentiekader. Hierbij wordt aangeraden referentieplaats(en) te selecteren op basis van fysisch-chemische en hydromorfologische criteria, die bijkomend kunnen worden aangevuld met stress-indicatoren zoals landgebruik, vervuiling, enz. Op deze plaatsen kan dan worden nagegaan of de betreffende biota voldoen als bruikbare referentiegemeenschap. Wanneer deze referentiesites niet beschikbaar zijn, kan in tweede instantie worden gezocht naar geschikte systemen in het buitenland. Veelal zijn geen geschikte referentiesites meer aanwezig waardoor men moet terugvallen op historische datasets, de historische benadering. Bij deze benadering worden de referentiecondities gelijkgesteld aan deze waarbij menselijke beïnvloeding afwezig of zeer beperkt was. Tot slot kan een derde ecologische benadering worden gevolgd waarbij referentiecondities worden afgebakend op basis van het optimaal functioneren van het ecosysteem Deze werkwijze impliceert dat de ecologische knelpunten en remediërende processen voor het ecosysteem moeten worden geïdentificeerd, vooraleer een referentiekader per kwaliteitselement kan worden afgebakend en opgesteld. Koppeling van de verschillende kwaliteitselementen, de rol die ze elk vervullen en de wijze waarop ze garant staan voor en getuigen van deze ecologische functies staan hierin centraal. Voor deze benadering werd voor de Vlaamse overgangswateren reeds gekozen door Van Damme et al (2003); in dit project wordt ze verder uitgewerkt voor fytoplankton, macrozoöbenthos en macrofyten Indeling van oppervlaktewateren naar status Bij het afbakenen van een referentiekader wordt er in de KRW een duidelijk onderscheid gemaakt tussen natuurlijke waterlichamen (zoals meren, rivieren, kustwateren, etc.) en sterk veranderde of verstoorde waterlichamen (Figuur 3). Een sterk veranderd waterlichaam wordt omschreven als een oppervlaktewater dat door fysische wijzigingen als gevolg van menselijke activiteit wezenlijk veranderd is van aard. Aan sterk veranderde oppervlaktewaterlichamen wordt een aangepaste doelstelling gekoppeld die rekening houdt met de gevolgen van het veranderde karakter voor de ecologische toestand. Zoals eerder aangehaald, streeft de KRW naar een goede toestand in alle waterlichamen tegen eind 2015, waarbij de lidstaten voor elk type oppervlaktewater een referentiekader dienen op te maken (zie paragraaf 1.1.1, stap 3). Volgens de definitie in de KRW geldt dat in de referentie de waarden van de biologische kwaliteitselementen normaal zijn voor het 8

13 type in onverstoorde toestand en er geen of slechts zeer geringe tekenen van verstoring zijn (zie Bijlage V.1.2. van de KRW). De referentietoestand in natuurlijke waterlichamen komt met andere woorden overeen met de zeer goede toestand waarbij de hoogste van de 5 kwaliteitsklassen toegewezen wordt. Op basis van deze referentie kan dan vervolgens een goede ecologische toestand (GET) worden afgebakend. Wanneer het waterlichaam echter kunstmatig of sterk veranderd is, kan het afmeten van de ecologische toestand niet gebeuren t.o.v. een natuurlijke referentie. Daarom stelt de KRW dat voor deze kunstmatige of sterk veranderde waterlichamen een Maximaal Ecologisch Potentieel (MEP) i.p.v. een referentie dient te worden afgebakend, gebaseerd op het meest vergelijkbare natuurlijke type. Op basis van dit maximaal ecologisch potentieel kan dan in een volgende stap het Goed Ecologisch Potentieel (GEP) voor het betreffende biologische kwaliteitselement worden afgebakend. Elk sterk veranderd oppervlaktewaterlichaam dient eveneens tegen eind 2015 minstens te voldoen aan een goed ecologisch potentieel. Figuur 3. Afbakening van de referentieomstandigheden in natuurlijke en sterk veranderde waterlichamen. De referentie/mep vormt de bovengrens of maximale score voor het op te stellen ecologische beoordelingssysteem. Het GET/GEP vormt de ondergrens van de ecologische toestand die voldoet aan de ecologische doelstellingen van de KRW. Tot slot mag de aanduiding van een waterlichaam als sterk veranderd in geen geval aangewend worden als een middel om minder strikte doelstellingen te stellen omwille van andere redenen. In Vlaanderen werden alle overgangswaterlichamen als sterk veranderd aangeduid, bijgevolg zullen MEP en GEP als referentiekader moeten worden beschreven. 9

14 1.1.4 Het berekenen van de EQR Voor de biologische kwaliteitselementen moeten beoordelingssystemen opgesteld worden waarmee niet alleen een evaluatieklasse maar ook een evaluatiescore kan afgeleid worden, uitgedrukt als EQR ten opzichte van de referentiewaarde of MEP. De EQR bekomt men door gemeten waarden te delen door de referentiewaarde. Klassegrenzen voor biologische kwaliteitselementen worden echter vastgelegd op basis van hun ecologische relevantie en resulteren daarom dikwijls in een niet lineaire schaalverdeling. In dat geval moet de EQR getransformeerd worden naar een lineaire schaalverdeling met gelijke afstand tussen de klassegrenzen. Voor deze herschaling kan gebruik worden gemaakt van de formule uit van den Bergh (2004) die in onderstaande figuur wordt toegelicht. Transformatie van de ecologische kwaliteitsratio naar en lineaire schaalverdeling (naar van den Berg, 2004). Echter, vermits deze studie over sterk veranderde waterlichamen rapporteert moeten de klassegrenzen volgens de lineaire schaalverdeling aangepast worden om bovenstaande formule toe te passen. EQR voor het MEP is 1, waaronder vier klassen worden afgebakend met klassegrenzen 0,75(ondergrens GEP), 0,50 (ondergrens matig) en 0,25 (ondergrens slecht) op de lineaire EQR schaalverdeling. De getransformeerde scorevoor deze rapportage worden dan: Score T= OGT+(scoreNT-OG NT)/BG NT-OG NT)* 0,25 De KRW legt voor elk biologisch kwaliteitselement op welke parameters minstens moeten beoordeeld worden. Een scoresysteem bestaat dus uit verschillende parameters die elk op zich moeten beoordeeld worden en samen moeten resulteren in één EQR. Er is geen vaste formule of berekeningswijze die toegepast wordt om verschillende parameterwaarden te combineren in één evaluatiescore, dit verschilt naargelang de opbouw van het scoresysteem. 10

15 2 Projectdoelstellingen De algemene doelstelling van het bovengenoemde project is bij te dragen aan de verdere invulling van stappen 3 en 4 zoals beschreven in voor de Vlaamse overganswateren: 1. Het afleiden en beschrijven van een systeemeigen referentiekader (MEP/GEP) in elk Vlaams overgangswatertype voor de biologische kwaliteitselementen: fytoplankton, macrofyten en macrozoöbenthos. 2. Het uitwerken van een ecologische beoordelingsmethode en het toepasbaar maken voor bovenvermelde biologische kwaliteitselementen. 3. Het uitwerken van een methodologie en een veldprotocol van de ecologische beoordelingsmethode voor elk afgebakend Vlaams overgangswaterlichaam. Afbakening van de kwaliteitselementen: - Het kwaliteitselement visfauna in overgangswateren wordt behandeld in de projecten VMM.AMO.KRW.ECO en VMM.AMO.SCALDIT.VISII waarin visgemeenschappen in alle Vlaamse oppervlaktewatertypen aan bod komen. - In Van Damme et al, 2003 werden kwaliteitsindices voor fytoplankton en macrozoöbenthos van de Vlaamse overgangswateren voorgesteld. Voor beide worden naar aanleiding van nieuwe onderzoeksresultaten en inzichten herzieningen voorgesteld in dit rapport. - Het kwaliteitselement macrofyten omvat macroalgen, submerse angiospermen en schorvegetaties. De eerste twee groepen gedijen niet of nauwelijks in de Vlaamse overgangswateren en er zijn geen aanwijzingen dat de situatie in het verleden heel anders was. Submerse macrofyten worden dus niet in rekening gebracht bij de evaluatie van de ecologische toestand van de Vlaamse overgangswateren. Schorvegetaties kwamen nog niet aan bod in Van Damme et al, 2003 en worden hier uitvoerig behandeld. Van de Vlaamse overgangswateren is de Zeeschelde veruit het meest gedocumenteerd, gekend en bestudeerd. De studie vertrekt dan ook voornamelijk vanuit de kennis die over de Zeeschelde voorhanden is om referentiekaders en beoordelingssystemen op te stellen en doet vervolgens voorstellen om deze toe te passen op de andere overgangswaterlichamen mits de nodige informatie daartoe beschikbaar is. 11

16 3 Vlaamse overgangswateren Algemeen wordt een overgangswater binnen de KRW gedefinieerd als een oppervlaktewaterlichaam in de nabijheid van een riviermonding dat gedeeltelijk zout is door de nabijheid van kustwateren, maar dat in belangrijke mate door zoetwaterstromen beïnvloed wordt. 3.1 Vlaamse overgangswatertypen De afbakening van de watertypen (stap 2) binnen de categorie overgangswateren is binnen Vlaanderen gebeurd op basis van de descriptor getij-amplitude (Samenvatting Artikel 5- analyses SGD Schelde). Op deze manier zijn twee types binnen het overgangswater afgebakend binnen Vlaanderen: - macrotidaal laaglandestuarium O1 (maximale gemiddelde springtij > 5 m), hiertoe behoort de Zeeschelde en haar getijgebonden zijrivieren, het Vlaamse deel van het Schelde-estuarium. - mesotidaal laaglandestuarium O2 (maximale gemiddelde springtij > 1 m en < 5 m), hiertoe behoort de IJzer tot aan de Ganzepoot. 3.2 Vlaamse overgangswaterlichamen Zeeschelde & zijriveren Het overgangswater Schelde-estuarium (Type O1) bestaat uit de Westerschelde in Nederland en de Zeeschelde en de aan getijdenwerking onderhevige delen van de zijrivieren Durme, Rupel, Dijle, Zenne, Grote Nete en Kleine Nete in Vlaanderen (Figuur 4). De stroomafwaartse grens van het estuarium werd op Nederlands grondgebied vastgelegd ter hoogte van Vlissingen (Kornman et al., 2004); de stroomopwaartse begrenzing wordt gevormd door de getijdengrens (sluizen van Merelbeke en Gentbrugge, stuw ter hoogte van de Watermolen van Grobbendonk en Lokeren). Het estuarium is opgedeeld in 8 waterlichamen; de Belgische-Nederlandse grens vormt de pragmatische stroomopwaartse begrenzing van het waterlichaam de Westerschelde. In de stroomopwaartse Zeeschelde & bijrivieren varieert de saliniteit van mesohalien tot zoet en schommelt de getijamplitude van 0 tot 6 m. Hierin zijn vervolgens 7 overgangswaterlichamen afgebakend (Figuur 4), die alle behoren tot het macrotidaal laaglandestuarium (Samenvatting Artikel 5-analyses SGD Schelde). Vier van deze overgangswaterlichamen liggen binnen het bekken van de Beneden-Schelde, één vertegenwoordigt het bekken van de Boven-Schelde, één vertegenwoordigt het bekken van de Dijle en een laatste het bekken van de Nete. 12

17 Figuur 4. Overzicht van het Schelde-estuarium met de zeven verschillende afgebakende waterlichamen: a) Nederlandse grens Kennedy-tunnel, b) Kennedy-tunnel Durmemonding Rupel, c) Durmemonding Dendermonde, d) Dendermonde Gent, e) Durme f) Zenne Dijle, en g) Grote Nete en Kleine Nete. 13

18 3.2.2 IJzerestuarium Het tweede afgebakende overgangswater in Vlaanderen is het IJzer-estuarium (type O2) (Figuur 5) (Samenvatting Artikel 5-analyses SGD Schelde). Dit gebied ligt volledig op Vlaams grondgebied en wordt gekarakteriseerd als een polyhalien estuarium met een gemiddelde getijamplitude van 4 m. Als zeewaartse begrenzing is voor dit overgangswatertype de 90% isohalien-lijn genomen en als landinwaartse begrenzing fungeert het sluizencomplex Ganzepoot. Het IJzer-estuarium werd aangeduid als één overgangswaterlichaam van het type mesotidaal laaglandestuarium. Figuur 5. Overzicht van het IJzerestuarium 14

19 4 Knelpunten en processen in het Schelde-estuarium en zijrivieren 4.1 Lichtklimaat en zuurstofhuishouding Een belangrijke factor in de estuariene pelagiale processen is het heersende lichtklimaat in de waterkolom. Het lichtdoorlatend vermogen van het water (of troebelheid), beïnvloedt in sterke mate de primaire productie (ontwikkeling van plantaardig materiaal), wat op zijn beurt een sturende factor is voor de productiviteit van ongewervelde bodemdieren en de draagkracht voor vogels en vissen (Sabbe & Vyverman 1991; MacIntyre et al. 1996; Underwood & Kromkamp 1999). Door de getijdenwerking in estuaria en de daarmee gepaard gaande sterke stromingen komen slib en ander bodemmateriaal in suspensie waardoor deze wateren (zoals de Zeeschelde) erg troebel zijn. Het lichtklimaat in de Zeeschelde is beperkend voor de primaire productie, maar het is niet bekend in hoeverre het huidige lichtklimaat afwijkt van de referentie (Adriaensen et al, 2005). De impact van lichtlimitatie op de primaire productie in de Zeeschelde is vele malen sterker dan de invloed van nutriëntenlimitatie (Vanderborght et al. 2002). Diatomeeën of kiezelwieren, hebben echter weinig licht nodig waardoor ze een dominante rol vervullen in de primaire productie van het estuarium (Muylaert et al. 2000). Voor deze groep zal vooral de beschikbaarheid van opgelost silicium (zie paragraaf 4.2) de groei en ontwikkeling bepalen. De zuurstofhuishouding hangt nauw samen met de nutriëntenhuishouding en het lichtklimaat (Staats et al. 2000) en is op haar beurt medebepalend voor diversiteit en biomassa van benthos (Verslycke et al. 2004) en vissen (Maes et al. 2004). Zuurstofarme omstandigheden leiden vaak tot dominantie van opportunistische en tolerante soorten (bv. dominantie van Oligochaeta). De zuurstofhuishouding in de Zeeschelde scoort momenteel nog slecht. Zo wordt bijvoorbeeld de lage diversiteit aan vis en macrobenthos in de Schelde toegeschreven aan de slechte heersende zuurstofcondities (Lemaire et al. 2002; Maes et al. 2004; Vandenborght et al. 2002; Seys et al, 1999a,b; Ysebaert 2000). 4.2 Siliciumbalans Het Schelde-estuarium is de laatste decennia geconfronteerd met eutrofiëringsproblemen. De Redfield-ratio voor nutriënten (Si:N:P = 16:16:1 (Redfield, 1958)) wordt vaak gebruikt als waardemeter om deze te kwantificeren. Door de sterk verhoogde input van N en P uit het stroomgebied is de Redfield-ratio in de Zeeschelde scheefgetrokken. Stikstoflimitatie (N:P<10) kwam in het afgelopen decennium in de volledige Zeeschelde niet voor. Silicium wordt limiterend ten opzichte van fosfor wanneer de Si:P verhouding kleiner is dan 3. Dit kwam het afgelopen decennium herhaaldelijk voor tijdens het zomerse fytoplankton groeiseizoen (Soetaert et al., in press). Diatomeeën zijn voor de ontwikkeling van hun kiezelpantser essentieel afhankelijk van silicium. Wanneer de diatomeeënproductie sterk toeneemt door verhoogde beschikbaarheid van nutriënten, wordt silicium beperkend voor hun verdere ontwikkeling en komen ongewenste niet-diatomeeënalgen tot bloei. Recent onderzoek heeft aangetoond dat opgelost silicium in sterke mate wordt geëxporteerd uit schorgebieden. De geobserveerde export is het hoogst wanneer de concentratie aan 15

20 silicium in het overstromende water het laagst is. In de Zeeschelde is naar schatting bijna de helft van de totale DSi vracht afkomstig van export uit de schorren in perioden van depletie. (Struyf et al. 2005a). Schorgebieden fungeren dus als essentiële silicium-bron in het ecosysteem wanneer de nood hieraan (voornamelijk tijdens het zomerse fytoplankton groeiseizoen) het hoogst is. Daarnaast oefenen slik- en schorgebieden eveneens een belangrijke invloed uit op andere (bio)chemische processen zoals denitrificatie, het zelfreinigend vermogen van het estuarium enz. Ook op deze manier beïnvloeden ze de leefbaarheid van het ecosysteem voor fytoplankton, macrobenthos, vissen etc. (Golterman 1995; Cabecadas et al. 1999; van der Peil & Verhoeven 1999; Amoros & Bornette 2002). 4.3 Veranderende hydrodynamica en morfologie Zoals reeds eerder beschreven is het Schelde-estuarium met haar zijrivieren een door menselijk toedoen sterk veranderd waterlichaam. Globaal kunnen we stellen dat door bedijkingen en inpolderingen over de eeuwen heen de bewegingsvrijheid van de Schelde drastisch werd beperkt tot de kunstmatige bedding waarbinnen de rivier zich nu bevindt (Vroon et al. 1997). Ondanks deze voorgeschiedenis vormt het Schelde-estuarium door zijn lengte, de grote getijverschillen, de volledige zout-zoetgradiënt en dus de aanwezigheid van zowel zout-, brak- als zoetwaterschorren binnen Europa nog steeds een uitzonderlijk ecosysteem. Op Europese schaal is het Schelde-estuarium, voornamelijk door de aanwezigheid van het zoetwatergetijdengebied, dan ook een zeer zeldzaam ecosysteem en heeft het bijgevolg een belangrijke natuurwaarde waardoor grote delen slik- en schorgebieden beschermd zijn. Figuur 6. De impact van natuurlijke en antropogene factoren op de getij- en schordynamiek van het Schelde-estuarium. 16

21 Algemeen wordt het bestaan van intergetijdengebieden (slikken en schorren) bepaald door een dynamische wisselwerking van processen die geassocieerd zijn met de accumulatie en erosie van sedimenten. Het proces van de sedimentatie of accumulatie leidt meestal tot verticale groei van het intergetijdengebied en is één van de belangrijkste factoren die ecologische processen binnen deze systemen bepaalt (Reed 1989). Zo toonde Pethick (1981) aan dat de ophogingsnelheid van schorren een asymptotische relatie vertoont met hun leeftijd, of met andere woorden dat jonge intertidale schorren zich sneller kunnen ontwikkelen en ophogen in vergelijking met oudere intertidale schorren. Dit proces van aangroei en ophoging binnen het getijdensysteem zet zich voort tot het schoroppervlak uitgroeit tot net boven de gemiddelde hoogwaterlijn (circa 0,1 tot 0,2 m) en een evenwichtstoestand bereikt wordt (Allen 2000; French 1993). Deze evenwichtssituatie kan echter opnieuw worden verstoord wanneer de gemiddelde hoogwaterlijn toeneemt en het proces van sedimentaccumulatie zich opnieuw op gang trekt (Shi 1993; Orson et al. 1998). Het afgelopen decennium werd in verschillende estuariene systemen aangetoond dat slik- en schorgebieden niet in staat blijken te zijn om de recente stijgingen van de gemiddelde hoogwaterlijn te volgen. Hierdoor gaan op verschillende plaatsen grote arealen intertidale gebieden verloren door verdrinking (Kearney & Stevenson 1991; Reed 1995; Ward et al. 1998). 5,4 Evolutie MLW Evolutie MHW 0,3 5,2 MHW (m) 5,0 0,2 0,1 MLW (m) 4,8 4,6 0, Jaar Figuur 7. Evolutie van de gemiddelde hoogwaterlijn (MHW) en de gemiddelde laagwaterlijn (MLW) in het Schelde estuarium nabij Antwerpen over de periode van 1900 tem De relatief recente stijging van de gemiddelde hoogwaterlijn in verschillende estuariene gebieden is in de meeste gevallen het gevolg van verschillende factoren die synergetisch werken. Enerzijds wordt dit proces veroorzaakt door de algemene zeespiegelstijging ten gevolge van recente klimaatswijzingen (IPCC 2001), waardoor verschillende estuariene gebieden wereldwijd bedreigd worden (Jones 1994; Kennish 2002). Anderzijds wordt de bewegingsvrijheid van veel estuariene systemen, zoals het Schelde-estuarium, sterk aan banden gelegd door rechttrekking, bedijking en toenemende urbanisatie. Bovendien worden 17

22 vaargeulen veelal uitgediept, verruimd en uitgebocht om de aangrenzende havens economisch rendabel te houden, waardoor hun trechterfunctie wordt versterkt (Hackney & Yelverton 1990). Dit alles heeft tot gevolg dat deze estuariene systemen onderhevig worden aan een grotere getijenergie, een proces dat op haar beurt de morfologische ontwikkelingen en sedimentatie erosieprocessen binnen het systeem sterk kunnen beïnvloeden (zie Figuur 7). In deze context vormt het Schelde-estuarium een typevoorbeeld, waarbij een stijgende zeespiegel en een verdieping van de vaargeul de getij-amplitude de afgelopen eeuw systematisch heeft doen toenemen (Figuur 8). Zo bedraagt de huidige jaarlijkse stijging van de gemiddelde hoogwaterlijn binnen het Schelde-estuarium 1,5 cm. Bovendien is de maximale getijamplitude binnen het estuarium, die zich in de jaren tachtig rond Schelle bevond, de afgelopen tien jaar stroomopwaarts verschoven tot Temse en is ze over deze periode met gemiddeld 10 cm toegenomen (Figuur 8). Dit alles heeft tot gevolg dat de relatieve geulbreedte en geuloppervlakte (gemiddeld wateroppervlak bij laagwater) van de Zeeschelde de afgelopen decennia sterk zijn toegenomen. Gemiddelde getij-amplitude (m) 5,5 5,0 4,5 4, Zandvlietsluis Kallosluis Antwerpen Schelle Temse St Amands Dendermonde Locaties Figuur 8. Verschil in gemiddelde getij-amplitude per meetstation in het Schelde-estuarium tyssen de periode en Voorlopig groeien de schorren in de Zeeschelde mee met deze stijging van de gemiddelde hoogwaterlijn, dankzij de hoge sedimentvracht in het estuarium. Onderzoek naar de aangroeipotenties van de verschillende schorgebieden heeft echter aangetoond dat de verdere voorspelde stijging van de gemiddelde hoogwaterlijn waarschijnlijk te drastisch zal zijn in relatie tot de voorspelde accumulatiesnelheden van de verschillende schorgebieden (Temmerman et al. 2003). Hierdoor kan men verwachten dat ook in de Zeeschelde schorren op termijn zullen verdrinken (Figuur 9). 18

23 Figuur 9. Simulatie van de verticale groei van schorgebieden in het Schelde-estuarium de komende 100 jaar onder een scenario van de verwachte toename van de gemiddelde hoogwaterlijn (uit Temmerman et al. 2003). In de huidige context wordt reeds waargenomen dat verschillende intertidale gebieden binnen het Schelde-estuarium, zoals onder meer nabij de Temsebrug (Figuur 10), verdwijnen door verdrinking en/of erosie. Tussen 1992 en 2003 nam vooral het areaal aan slik af (gemiddeld met 16.5 % per intergetijdengebied). Figuur 10. De evolutie van slik- en schor-afname van het schorgebied nabij de Temsebrug van 1992 tot

24 De schorren in de Zeeschelde groeien voorlopig nog mee met de stijgende hoogwaterlijn. Dit proces resulteert echter in een wijziging van de profielen van de intertidale gebieden omdat er in de meeste gevallen weinig tot geen mogelijkheid tot (landwaartse) uitbreiden (Temmerman et al. 2003; Van den Bergh et al., 2005). De helling wordt steiler of erodeert tenslotte weg door de toenemende stroomsnelheden en er ontstaan schorkliffen. De overgang van de hoger gelegen schorgebieden, die deels verder zullen ophogen, naar de schor-slik grens wordt abrupter (Figuur 11), waardoor het areaal aan macrobenthisch en floristisch waardevolle overgangsgebieden sterk in oppervlakte afneemt (Kennish 2002). Deze evoluties zullen niet enkel een negatieve invloed uitoefenen op de abundantie van verschillende karakteristieke schorvegetaties en plantensoorten die in hun voortbestaan op deze dynamische overgangszones zijn aangewezen, maar zullen ook een weerslag hebben op de abundanties en soortensamenstelling van bijvoorbeeld de benthische intertidale fauna, die op zijn beurt als voedsel fungeert voor vogels en vissen. Deze morfologische wijzigingen binnen het Schelde-estuarium zullen dus een belangrijke invloed uitoefenen op de trofische interacties in het ecosysteem. Figuur 11. Schematisch overzicht van de impact van een toenemende getijdynamiek op een fictief intertidaal schorgebied, waarbij a) schorren kunnen afkalven of b) de overgangszone steiler wordt. Een bijkomend probleem dat zich waarschijnlijk pas op langere termijn op de floristische diversiteit en de samenstelling van de levensgemeenschappen zal manifesteren, is verschuiving van de saliniteitsgradiënt door wijzigende stromingspatronen en getijindringing. 20

25 4.4 Zoetwaterafvoer In het Schelde-estuarium worden bij periodes van neerslag piekdebieten vastgesteld als gevolg van een versnelde afvoer van regenwater (Van Damme et al., 2003; Van den Bergh et al., 2003). Deze piekdebieten hebben een onnatuurlijk karakter en zijn te hoog. De gevolgen ervan laten zich op verschillende vlakken voelen: - Massale sterfte van weinig mobiele soorten (macro-benthos) door fluctuaties in de zoutgradiënt die de natuurlijke variatie overtreffen. - Bij zeer hoge debietwaarden spoelt het zoetwaterplankton uit naar een zone van hogere saliniteit en sterft daar af. - Hoge debieten verkorten de verblijftijd van het water in het estuarium waardoor er minder tijd is voor de estuariene processen om de vuilvracht te verwerken. 4.5 Evolutie van het areaal slik- en schor Op basis van orthofoto s van 1990, 1996, 2003 en 2004 en de daarvan afgeleide vegetatiekaarten, verschillende kaartenreeksen van het Depot de la guerre, de kaarten van Van der Malen (1850), literatuurgegevens en het digitaal terreinmodel van de Zeeschelde van 2001, werd de temporele evolutie van de intergetijdengebieden in de Zeeschelde in kaart gebracht en werd een inschatting gemaakt van wijzigingen in slik- en schorarealen sinds Figuur 12. Cumulatieve proportionele afname t.o.v. de initiële toestand in 1850 van de grote slik- en schorarealen binnen de Zeeschelde over de periode

26 De huidige schoroppervlakte (toestand 2004) werd geschat op basis van de meest recente gebiedsdekkende vegetatiekaart van het Instituut van Natuurbehoud. Ook de oevervegetatie tussen grote schorgebieden werd in kaart gebracht. Voor de toestand 1990 werd gebruik gemaakt van de eerste vegetatiekaart van het Instituut voor Natuurbehoud, die echter enkel de grotere schorgebieden in kaart bracht. Wijzigingen in de tussenliggende gebieden konden dus niet achterhaald worden waardoor er vermoedelijk een onderschatting is van de schorerosie. Uit deze ruwe analyse blijkt dat het schorareaal in de Zeeschelde gehalveerd werd sinds 1850 (zie Tabel 1 en Figuur 12 en Figuur 13). Figuur 13. Historische evolutie van de schorarealen nabij Antwerpen over de periode De huidige arealen van het slik werden ingeschat op basis van een combinatie van de meest recente vegetatiekaart en van het digitaal terreinmodel van de Zeeschelde van De toestand in 1990 werd teruggerekend op basis van met zekerheid herkenbare oppervlaktewijzigingen door slikaangroei en erosie, natuurontwikkelingsprojecten en infrastructuurwerken. Aangezien dit niet gebiedsdekkend kon gebeuren, is de slikerosie vermoedelijk eveneens onderschat. Berekeningen van de toestand in 1950, 1900 en 1850 gebeurden op basis van kaartmateriaal en literatuurgegevens. Uit de meest recente orthofoto s werden aanvullend de oppervlakten aan breuksteenbestorting op slikplaten (tussen GLW en GHW) berekend. Pragmatisch werd deze oppervlakte beschouwd als slik dat vernietigd werd in de periode (de periode waarin het Sigmaplan werd uitgevoerd). Uit deze ruwe analyse blijkt dat nog slechts een derde (28%) van het slikareaal overblijft (zie Tabel 1 en Figuur 12) in vergelijking met de toestand in

27 Tussen 1850 en 1950 ging het grootste aandeel intergetijdengebied verloren door inpoldering of rivierwinning. Van 1950 tot 1990 hebben voornamelijk infrastructuurwerken en dijkwerken het verdere areaalverlies bewerkstelligd. De laatste decennia echter is het habitatverlies voornamelijk te wijten aan erosie ten gevolge van toenemend onevenwicht in sedimentatie- vs. erosiesnelheden. Tabel 1. Historische evolutie ( ) van de schor- en slikarealen in de Zeeschelde. *aan de situatie 2003 kunnen we nog 13,24 ha schor en 23,87 ha slik toevoegen voor de tijarm te Gent, voor de andere jaren kon deze oppervlakte niet teruggerekend worden. Jaar * Schoroppervlak ha 1130,6 1067, ,8 cumulatief % verlies 0,0 5,6 29,7 47,2 Slikoppervlak ha 1432,9 1361,2 921,6 516,8 cumulatief % verlies 0,0 11,5 35,7 72,0 5 Vaststellen van Maximaal- en Goed Ecologisch Potentieel (MEP/GEP) Zoals reeds aangehaald onder paragraaf dient voor elk Vlaams overgangswatertype een referentiekader te worden opgemaakt waarvan de ecologische toestand afgeleid wordt in termen van een EQR tussen 0 en 1. Bij kunstmatige en sterk veranderde waterlichamen wordt de ecologische toestand niet afgemeten t.o.v. een natuurlijke referentie, maar t.o.v. een maximaal ecologisch potentieel (MEP). Op basis van dit maximaal ecologisch potentieel kan dan in een volgende stap het goed ecologisch potentieel (GEP) voor het betreffende biologische kwaliteitselement worden afgebakend. Het MEP vormt de bovengrens voor de op te stellen ecologische classificatie; het GEP vormt de ondergrens van de ecologische toestand die voldoet aan de ecologische doelstellingen van de KRW. In deze studie werd ervoor gekozen om het MEP/GEP af te bakenen in een ecosyteembenadering, namelijk vanuit een analyse van de kennis van het ecologisch functioneren (zie 1.1.2). Natuurlijkheid op zich is in dit kader niet relevant, we gaan er immers van uit dat het systeem multifunctioneel is en dus ook aan een aantal gebruiksfuncties moet voldoen. Natuurlijkheid moet dan gedefinieerd worden als het zoeken naar die mogelijkheden om de natuurlijke processen, binnen bepaalde grenzen, zo goed mogelijk te laten plaatsvinden uit de overtuiging dat die in belangrijke mate bijdragen aan het leveren van goods en services wat voor mens en natuur belangrijk is. Daarbij worden alle beschikbare gegevens over de status en de ontwikkelingen van de Schelde gebruikt bij het bepalen van de randvoorwaarden voor het MEP/GEP of het natuurlijk potentieel. Dit kan gedefinieerd worden als het potentieel voor natuurlijke processen om zich binnen bepaalde (realiseerbare) grenzen zo goed mogelijk te kunnen ontplooien. Deze definitie van het natuurlijke potentieel impliceert dat er rekening dient gehouden te worden met de dynamiek van het systeem ten opzichte van menselijke stressoren. 23

28 Grondige studie van het Schelde-estuarium toont dat voor een goed ecologisch functioneren een aantal belangrijke knelpunten zijn aan te wijzen. Deze liggen op het gebied van fysische en (bio)chemische processen en op het gebied van de ecologie, processen en habitats. Voor de verschillende knelpunten werden doelstellingen geformuleerd en ruimtelijk binnen het estuarium geprioriteerd. (zie Tabel 2). Deze doelstellingen kunnen input leveren bij de vaststelling van het MEP/GEP. Voor de Zeeschelde onthouden we vooral het optimaliseren van natuurlijke habitatprocessen, de stikstof-, zuurstof- en siliciumhuishouding, primaire productie, condities voor macrobenthos, en het uitbreiden van het areaal slik, schor en laagdynamisch ondiep water. Tabel 2. Prioritering van doelstellingen per deelgebied in het Schelde-estuarium (Van den Bergh et al., 2003). (++=zeer belangrijk, +=belangrijk, 0=minder belangrijk, blanco = onbekend.) In hoofding staan gebiedscodeses zoals die voor het Natuurontwikkelingsplan Schelde-estuarium gedefinieerd werden: 01= de Vlakte van de Raan; 02= Vlissingen- Hansweert; 03= Hansweert-Grens; 04=grens-Burcht; 05=Burcht-Temse+ Rupel;06=Temse- Dendermonde; 07=Dendermonde-Gent;08=Durme; 09=Dijle, Zenne en Netes; 10= het stroomgebied van de Schelde. 01 VlRaa 02 VlHan doelstelling maximaliseren buffer bovenstroomse afvoer maximaliseren tidale energiedissipatie uitbreiden meergeulenstelsel optimaliseren natuurlijk habitatprocessen minimaliseren turbiditeit optimaliseren koolstofhuishouding optimaliseren stikstofhuishouding optimaliseren zuurstofhuishouding optimaliseren fosforhuishouding optimaliseren siliciumhuishouding optimaliseren primaire productie optimaliseren condities voor zoöplankton optimaliseren condities voor benthos optimaliseren vismigratie uitbreiden areaal ondiep laagdynamisch water uitbreiden areaal slik verlagen dynamiek slik uitbreiden areaal schor verjongen schor uitbreiden areaal wetland HanGr 04 GrBur 05 BurTm 06 TmDem 07 DemGt 08 Durme 09 ZeDNe 10 strsc Voorwaarde voor het realiseren van een functioneel ecosysteem of natuurlijk potentieel waarbij aan deze doelstellingen voldaan wordt, is ruimte voor duurzame ecologische processen onder de gegeven hydrodynamische omstandigheden, m.a.w. het creëren van goede hydromorfologische omstandigheden. (Voor meer details verwijzen we naar Van den Bergh et al., 2003 en Adriaensen et al., 2005). Realisatie van deze doelstelling vergt een aanpak die het lokale niveau overstijgt en beïnvloedt meerdere kwaliteitselementen die ten behoeve van de KRW een beoordelingssysteem vereisen. Voor de afbakening van het MEP/GEP en de uitwerking van een evaluatiescore hebben we er in deze studie dan ook voor gekozen ons niet te beperken tot de door de KRW verplichte parameters, taxonomische samenstelling en abundantie van de betreffende kwaliteitselementen, maar om tevens die habitatkenmerken als parameter op te nemen die nodig zijn om deze MEP/GEP toestand te kunnen bereiken. Eén van de gekozen parameters is dan habitatoppervlakte (slik en schor), welke relevant is voor alle kwaliteitselementen die in 24

29 deze studie aan bod komen: fytoplankton, macrobenthos en macrofyten. Specifiek voor fytoplankton werden habitatkarakteristieken voor het pelagiaal zoals lichtklimaat, uitspoeling en SI:N:P ratio als parameter opgenomen (zie Van Damme et al., 2003). 6 Schaalafhankelijke benadering Antropogene wijzigingen in de morfologie, hydrologie en waterkwaliteit van het estuarium hebben verstrekkende en interagerende gevolgen op de procesketen in het estuariene ecosysteem die het lokale niveau overstijgen (zie ook hoofdstuk 4 & 5). Oorzaak, gevolg en remediërende maatregel voor een knelpunt kunnen hierdoor ruimtelijk gescheiden zijn of zich op verschillende ruimtelijke schalen situeren. Dit vormt de basis van de schaalafhankelijke benadering beschreven door Ysebaert & Herman (2004). De hiërarchische, schaalafhankelijke benadering geeft een beoordeling van het systeem op de verschillende schaalniveaus die relevant zijn voor de sturende factoren en stressoren. De voorgestelde benadering kan, mits voldoende empirische basis kan verzameld worden, specifiek gemaakt worden voor verschillende typische stressoren en/of sturende factoren. Bovendien is zij expliciet met betrekking tot ruimtelijke en temporele schalen. Remediërende maatregelen kunnen in deze benadering dus beter geïdentificeerd, gelokaliseerd en geprioriteerd worden. In deze studie is er dan ook voor gekozen om voor elk kwaliteitselement een beoordelingsmethode op te stellen op de verschillende schaalniveaus die relevant zijn voor het betreffende kwaliteitselement. Figuur 14. Schematisch overzicht van de schaalafhankelijke benadering bij de beoordeling van macrofyten in de Vlaamse overgangswateren. 25

30 Sturende factoren voor het fytoplankton zijn vooral relevant op ecosysteemniveau: waterkwaliteit, bovenafvoer en lichtklimaat. Voor macrobenthos en macrofyten gelden drie schaalniveaus die verder toegelicht worden in respectievelijk hoofdstuk 9 en 10. In eerste instantie wordt het ecosysteem op zich beoordeeld, maar er worden eveneens beoordelingsmethoden op lagere niveaus, opgesteld (zie Figuur 14 voor macrofyten). Deze hiërarchische schaalafhankelijke benadering laat toe om, bij vaststelling van een ontoereikende toestand, op een overzichtelijke manier te beoordelen waar mogelijke knelpunten zich voordoen en de benodigde remediërende maatregel gerichter te identificeren en lokaliseren. 26

31 7 MEP/GEP voor habitatarealen op ecosysteemniveau Een referentiebeeld voor de Zeeschelde is geschetst door Van Damme et al. (2003): overgangswateren krijgen de ruimte om over/tussen een afwisseling van uiteenlopende habitattypen te vloeien: platen, ondiep / diep water, slikken en schorren. De verdeling tussen de verschillende habitatten is in evenwicht met de dynamiek van het estuarium die de aanwezigheid van trager stromende zones en luwtes ruim toestaat. In de PROSES ontwikkelingschets 2010 voor het Schelde-estuarium wordt ten aanzien van habitatten voor het thema natuurlijkheid het volgende geformuleerd (uit OS 2010, besluiten van de Nederlandse en Vlaamse regering, p. 19): De staat van instandhouding wordt als gunstig beschouwd wanneer: Het natuurlijk verspreidingsgebied en de oppervlakte van het natuurlijke habitat binnen een gebied stabiel zijn of toenemen; De voor behoud op langere termijn nodige specifieke structuur en functies bestaan en in de afzienbare toekomst vermoedelijk zullen blijven bestaan; De staat van instandhouding van soorten die typisch zijn voor het habitat gunstig is. Uitgangspunt van de beslissingen over de natuurlijkheid van het Schelde-estuarium is dat de optimalisatie van de fysische, chemische en ecologische processen zal leiden tot herstel van habitatten en populaties. De belangrijkste factor voor de optimalisatie van bijna alle natuurlijke processen in het estuarium, is ruimte. Voldoende ruimtelijke uitbreiding van het estuarium zal via procesherstel haast alle waardevolle habitattypen kunnen opleveren, de nu nog steeds voortschrijdende degradatie van het natuurlijk systeem stoppen en op termijn leiden tot herstel en verbetering. Door in te zetten op voldoende ruimte worden bovendien willekeurige keuzen voor arealen met specifieke habitattypen of voor bepaalde soorten vermeden. In príncipe moet het mogelijk zijn om, gebaseerd op geomorfologische theorie en kennis van de hydromorfologische condities van het estuarium, een verwachtingspatroon op te stellen over de verdeling van verschillende habitatten in een onverstoord estuarium. Voor de afbakening van het MEP voor een sterk veranderd waterlichaam zoals de Schelde kan men zich uiteraard niet baseren op een toestand waarbij de estuariene natuur over de hele vallei zou beschikken om vrijelijk te kunnen meanderen. Men kan echter wel streven naar een garantie voor de duurzame ontwikkeling en instandhouding van de natuurlijkheid van de habitatten in het sterk veranderde waterlichaam. Voor de vaststelling van de nodige habitatoppervlakten om in de Vlaamse overgangswateren (zie Figuur 4) de MEP/GEP-toestand te bereiken wordt in deze studie uitgegaan van een hydromorfologische benadering om de ondergrens voor het MEP te bepalen en van een ecosysteem functionele benadering voor de ondergrens van het GEP. De Zeeschelde (waterlichaam a, b, c en d zie Figuur 4) wordt hiervoor als een case-study gebruikt. Momenteel zijn we niet in staat om dezelfde berekeningen uit te voeren voor de zijrivieren van de Zeeschelde en het Ijzer-estuarium, maar met de juiste gegevens kan dit op eenzelfde manier ook voor deze waterlichamen gebeuren. 27

32 7.1 MEP voor habitatarealen: de hydromorfologische benadering In deze benadering wordt ervan uitgegaan dat de verschillende habitattypen langsheen een estuarium op iedere plaats een welbepaalde ruimte moet worden geschonken, in relatie tot de plaatselijke diepte van de vaargeul en karakteristieken van het getij, om tot een dynamisch evenwicht te kunnen evolueren waarbij ze een natuurlijke cyclus van ontwikkeling (sedimentatie) en degeneratie (erosie) kunnen doorlopen. In de huidige configuratie wordt aan de meeste intergetijdengebieden langs de Zeeschelde onvoldoende ruimte gegund om zich zijdelings te kunnen uitbreiden (zie ook paragraaf 4). Reconstructie van de evolutie van de laatste decennia toonde aan dat intergetijdengebieden zich in deze configuratie niet duurzaam kunnen handhaven (Van den Bergh et al., 2005). Om op een relatief eenvoudige manier een maat te bekomen van de minimum ruimte die langsheen een estuarium nodig is om de natuurlijke cycli van slik- en schorontwikkeling en - erosie in een dynamisch evenwicht te laten doorlopen kan men zich baseren op het hoogteverval tussen de hoog hoogwaterlijn en de bodem van de vaargeul GHHW Hoogte (m. TAW) schor slik GHW GLW -4-6 Vaargeul Afstand (m.) Figuur 15. Gemiddeld topografisch profiel van het schor de Notelaar. GHHW = gemiddeld hoog hoogwaterlijn, GHW = gemiddeld hoogwaterlijn (slik/schorgrens), GLW = gemiddeld laagwaterlijn (slik/watergrens). Natuurlijke intergetijdengebieden ontwikkelen zich zelden tot een stadium van homeostasis maar zijn onderhevig aan een dynamische wisselwerking van processen die geassocieerd zijn met de accumulatie en erosie van sedimenten. Het proces van de sedimentatie of accumulatie leidt tot een verticale groei van het intergetijdengebied en is één van de belangrijkste factoren die ecologische processen binnen deze systemen bepaalt (Reed 1989). Het zet zich voort tot het schor uitgroeit tot net boven de gemiddelde hoogwaterlijn en een evenwichtstoestand 28

33 bereikt wordt (Allen 2000; French 1993). De schorvegetatie speelt hierin een zeer belangrijke rol vermits planten de depositie van sedimenten sterk bevorderen en het proces van erosie afremmen (Esselink et al. 1998; Sanchez et al. 2001; zie Figuur 38). Hierdoor wordt op zijn beurt de ontwikkeling van de vegetatie gegarandeerd doordat de invloed van getijdynamiek vermindert met toenemende hoogte in het getijvenster (Bertness et al. 1992; zie Figuur 38). Dit proces wordt aangeduid als een typisch voorbeeld van positieve feedback. In natuurlijke estuariene systemen worden spontane slik- en schorontwikkeling door sedimentatie afgewisseld met erosie. Deze degeneratieve fase wordt doorgaans ingezet met het afkalven van het schor vanaf de slik/schorrand, waarbij zowel de vegetatie als het geaccumuleerde sediment stelselmatig verdwijnen (Pringle 1995; Allen 2000). Uit onderzoek blijkt dat de helling van de intergetijdengebieden een cruciale rol speelt in het op gang brengen van dit proces. Wanneer een bepaalde helling overschreden wordt in de overgang van de gemiddelde laagwaterlijn naar de gemiddelde hoog hoogwaterlijn start het natuurlijk proces van afkalving. Hierbij beginnen de slikken en schorren te eroderen en kan het proces van de sedimentatie van voor af aan beginnen (van de Koppel et al. 2005). De zijdelingse ruimte die een natuurlijk estuarium inneemt (nodig heeft) om dit dynamisch evenwicht te onderhouden neemt dus toe met het hoogteverschil tussen de geulbodem en de hoog hoogwaterlijn. De vrijheid om deze ruimte in te nemen bepaalt in hoge mate de kwaliteit van de habitatten die zich ontwikkelen tussen de geul en de oever. Een estuarium zonder ruimtebeperking zou, wanneer het verhang tussen de geulbodem en de hoog hoogwaterlijn toeneemt, zijdelings uitbreiden tot de ideale helling voor het dynamisch sedimentatie/erosie evenwicht weer tot stand komt. Indien uitbreiding in de breedte echter niet mogelijk is, zoals in de Zeeschelde, kan de cyclus niet opnieuw starten De overgang van de hoger gelegen schorren, die deels verder ophogen, naar de waterlijn wordt steiler, er ontstaan kliffen. Laagdynamisch subtidaal habitat, slikken en schorren verdwijnen voorgoed door erosie of kunnen enkel in gedegradeerde toestand voortbestaan door fixatie. Deze evolutie wordt nog versterkt door toenemende intensiteit en frequentie van golfslag, te wijten aan de toenemende scheepvaart. De areaalvermindering en het dynamischer worden van ondiep subtidaal en intertidaal habitat hebben eveneens een nefaste invloed op de abundantie en soortensamenstelling van het macrobenthos, dat op zijn beurt als voedsel fungeert voor vogels en vissen. Deze hydromorfologische evolutie in de Zeeschelde beïnvloedt dus sterk de trofische interacties binnen het ecosysteem. Om de optimale bandbreedte, of de gewenste oppervlakten aan diep en ondiep subtidaal water en slik- en schorgebieden, langsheen de Zeeschelde te berekenen, zijn we in deze studie uitgegaan van de aanname dat het estuarium over de hele lengte de nodige ruimte moet krijgen, afhankelijk van het hoogteverval tussen de hoog hoogwaterlijn en de bodem van de vaargeul, om een dynamisch sedimentatie/erosie evenwicht te ontwikkelen zonder dat de gemiddelde helling van het intertidale gebied zo steil wordt dat processen van onnatuurlijke erosie, afkalving en degradatie gaan domineren. In een eerste stap werden daarom de gemiddelde topografische profielen (overgang vaargeul GLW, GLW slik/schorgrens en slik/schorgrens GHHW) ter hoogte van de schorgebieden in de Zeeschelde berekend aan de hand van recente digitale terrein modellen (DTM-2001) en de gemeten getijgegevens van 2002 (gemiddeld laagwaterlijn, gemiddeld hoogwaterlijn en gemiddeld hoog hoogwaterlijn). Op regelmatige afstanden (50 meter) werden transecten loodrecht op de vaargeul uitgelegd waarvan het topografische profiel. werd berekend. Deze verschillende transect-profielen stelden ons vervolgens in staat een gemiddeld profiel te destilleren voor elk schorgebied en de afwijking hierop (Figuur 15). 29

34 Hoogte (m. TAW) Hoogte (m. TAW) Hoogte (m. TAW) a) a b c b) b c Afstand (m.) Nieuw schor van Appels Scheldeschoor Schor bij Branst a Kijkverdriet b c c) Groot schor van Grembergen a Cramp Figuur 16. Overzicht van de drie typen van schorren die op basis van het gemiddelde topografische profiel kunnen worden aangetroffen in de Zeeschelde. a = GHHW slik/schorgrens; b = slik/schorgrens GLW; c = GLW vaargeul. 30

35 Op basis van deze methode konden ruwweg drie typeprofielen onderscheiden worden voor de schorgebieden in de Zeeschelde (Figuur 16). Een eerste groep omvat schorgebieden waarvan het hoogteverval voor zowel slik als schor zeer steil is (> 0.15 m/m; zie Figuur 16a). Een tweede groep van gebieden waar de helling van zowel het schor als het slik relatief flauw zijn (< 0.04 m/m, zie Figuur 16b) en een derde groep die omschreven kan worden als oudere, gefixeerde schorgebieden waar het schoroppervlak zich heeft ontwikkeld tot een langzaam aflopend plateau (< 0.03 m/m) en het slikoppervlak steil afloopt naar de slik/water-grens (> 0.25 m/m, zie Figuur 16c). Door vergelijking van deze berekende gemiddelde profielen met de kwaliteit van slikken en schorren werd in een volgende stap een threshold profiel afgeleid waarboven duurzame ontwikkeling van intergetijdengebied onmogelijk is. Hiertoe werden de gemiddelde topografische profielen berekend van intergetijdengebieden in goede conditie, i.e. die geen schorklif vertonen, een goede kreekverwevenheid en topografische diversiteit vertonen, en andere kenmerken die uit de literatuur werden overgenomen. De berekende kritische hoogtevervallen waren gemiddeld 0,05 m/m en 0,025 m/m voor respectievelijk zoete- en brakke schorren. Men kan ruwweg stellen dat wanneer de gemiddelde hoek van een schorgebied dit verval overschrijdt, duurzame ontwikkeling van intergetijdengebied onmogelijk is doordat het schor zal afkalven en dit met of zonder aanwezige vegetatie. Opvallend in de resultaten was de overeenkomst van de berekende hellingen met het door van de Koppel et al. (2005) berekende kritieke hoogteverval van m/m waaronder zoutwaterschorren in de Waddenzee in staat bleken om aan de getij-dynamiek te weerstaan en niet te eroderen. Figuur 17. Voorbeeld van de berekende threshold oppervlakten voor de Zeeschelde nabij Temse op basis van de diepte van de vaargeul (DTM 2001) en de getijgevens (GLW, GHW en GHHW). 31

36 Op basis van deze threshold -hellingen werden vervolgens de minimale bandbreedte en threshold oppervlakte berekend voor schor, slik, ondiep subtidaal water (< 3 meter onder GLW) en diep subtidaal water (> 3 meter onder de GLW) langsheen de vaargeul van de Zeeschelde. Deze berekeningen werd uitgevoerd op vaste intervallen van 50 meter langsheen de volledige Zeeschelde, gebaseerd op de diepte van de vaargeul (DTM-2001) en de getijgegevens (GLW, GHW en GHHW) (Figuur 17). Op deze manier werd langsheen de volledige Zeeschelde een totaal beeld bekomen van de noodzakelijke arealen aan diep subtidaal en ondiep subtidaal, slik en schoroppervlakten waarbinnen slik- en schorgebieden hun volledige cyclus van ontwikkeling en degeneratie kunnen voltooien en laagdynamische slikplaten en ondiep subtidaal in voldoende hoeveelheden aanwezig zijn ter ondersteuning. Tabel 3. Berekende minimum threshold -arealen aan diep subtidaal (> 3 meter onder de GLW) water, ondiep subtidaal (< 3 meter onder de GLW), slik- en schoroppervlakte binnen de waterlichamen van de Zeeschelde, berekend op basis van het lokale verval tussen de bodem van de vaargeul en de HHWL. Waterlichaam Diep subtidaal (ha) Ondiep subtidaal (ha) Slik (ha) Schor (ha) A 1702,0 517,9 549,5 1570,2 B 487,0 270,8 324,6 1604,5 C 205,2 247,5 255,8 866,7 D 196,1 382,5 245,5 1392,0 Totaal 2590,3 1418,8 1375,3 5433,4 De volgens deze procedure berekende arealen diep en ondiep subtidaal en slik- en schoroppervlakten worden in Tabel 3 weergeven per waterlichaam van de Zeeschelde. Opvallend hierbij is dat de totale berekende hoeveelheid minimum areaal van slik (1326 ha langsheen de Zeeschelde) sterk overeen komt met de hoeveelheden aan oppervlakte slik die aanwezig moeten zijn geweest voor 1850 (1433 ha). De berekende hoeveelheden oppervlakten schor daarentegen blijken in vergelijking met de toestand van voor 1850 ruwweg een factor vijf groter te zijn (5433,4 ha berekend in vergelijking met 1131 ha voor 1850). Over deze periode is de vaargeul verdiept en drong het getij verder door waardoor grotere oppervlakten vereist zijn om een duurzaam intertidaal systeem te vertegenwoordigen, bovendien was er in 1850 reeds een lange inpolderingsgeschiedenis achter de rug en waren er stroomopwaarts Dendermonde nog ruim 1000 ha moerasgebieden of meersen in open verbinding met het estuarium. Op plaatsen waar zich reeds schorgebieden bevinden, kunnen in een volgende stap de berekende threshold of MEP-arealen worden vergeleken met de aanwezige arealen om te bepalen of deze qua oppervlakte voldoen om zich te kunnen ontwikkelen tot diverse en soortenrijke gebieden (Figuur 18). In de huidige configuratie is het onmogelijk om de berekende bandbreedte of oppervlakte overal te realiseren of op te eisen, maar de opgegeven breedten kunnen langsheen het estuarium als doelstelling gelden voor een goed ontwikkeld intergetijdengebied. Om de huidige snelheden van slik- en schorverlies binnen de Zeeschelde te compenseren en een halt toe te roepen is het immers absoluut noodzakelijk om daar waar mogelijk bestaande schorgebieden voldoende ruimte te schenken en aanvullend nieuwe getijdengebieden te ontwikkelen om het natuurlijke aspect en zelfonderhoud van het intergetijdengebied te realiseren. 32

37 Figuur 18. Voorbeeld van de berekende threshold schoroppervlakten en de huidige arealen voor de schorgebieden nabij Kruibeke-Bazel-Ruppelmonde op basis van de diepte van de vaargeul en de getijgevens. 7.2 GEP voor habitat arealen: de functionele benadering In Adriaensen et al. (2005) worden voor de Zeeschelde ondergrenzen geformuleerd voor de arealen slik en schor die minstens nodig zijn om de ecologische estuariene processen en functies te ondersteunen. Deze minimum arealen worden logischerwijze overgenomen als ondergrens van het GEP voor de arealen slik en schor in de Zeeschelde Functionele ondergrens van het GEP voor slikareaal De berekening van de ondergrens voor het totaal slikareaal is gebaseerd op de draagkracht van dit slik voor ongewervelde bodemdieren (macrobenthos), als foerageerhabitat voor watervogels en vissen wanneer de waterkwaliteit zal voldoen aan de vereisten van de KRW. Er wordt met andere woorden berekend hoeveel slik er dan nodig zal zijn om voldoende prooiorganismen voor vogels en vissen te garanderen. De achterliggende gedachte is dat de draagkracht van een estuarium voor benthos-etende vogels en vissen rechtstreeks gerelateerd is aan de aanwezige benthosbiomassa (product van de systeemgemiddelde benthosbiomassa en de oppervlakte slik). De systeemgemiddelde biomassa is op haar beurt rechtstreeks evenredig met de primaire productie van het systeem, die dan weer afhankelijk is van de aanwezige nutriënten. De draagkracht van het slik voor macrobenthos is gebaseerd op de formule: B i *A i = B j * (A j + S j ) (1) 33

38 waarbij draagkracht uitgedrukt is als het product van biomassa/m² en beschikbaar areaal met: B = systeemgemiddelde benthosbiomassa (in g asvrij drooggewicht.m -2 ) A = bekend habitat-areaal (in ha) S = habitatareaal dat vereist is om de vergelijking te doen kloppen i = scenario i j = scenario j B = ,105 * P (2) Deze regressievergelijking geeft de ongecorrigeerde relatie tussen benthos en primaire productie weer, en B = 0.02 * P (3) Waarbij de gecorrigeerde relatie wordt weergegeven voor het zoetwaterdeel door aftrek van de biomassa van filterfeeders die in banken voorkomen zoals mosselen en kokkels, met P = primaire productie. Als scenario i is de toestand van vandaag vooropgesteld. Hiervoor zijn de actuele systeemgemiddelde benthosbiomassa en het bestaand slikareaal in kaart gebracht. Als scenario j bleek de toestand van 1950 als beste referentie te dienen. Modellering wijst immers uit dat in die periode de belasting van het water geen hinderpaal vormde voor diversiteit van benthos en vis (zie hoofdstuk 8.3). De daarmee gepaard gaande primaire productie kan daarom als maximaal toegelaten productie beschouwd worden. De benthosproductie (B j in vgl. (1)) die met deze primaire productie overeenstemt is berekend via (2) en (3). Het areaal dat met deze goede condities van 1950 overeenstemt is uit historische overzichten gekend (zie paragraaf 4.4). Daarmee zijn alle termen van vgl. (1) in principe ingevuld, en kan gecheckt worden of de term Ai voldoet. Een probleem is hierbij echter dat de huidige benthosbiomassa geenszins voldoet aan de relatie met de huidige primaire productie. De benthosbiomassa's in de Zeeschelde zijn veel te laag. Men kan echter verwachten dat, indien aan de vereisten van de Kaderrichtlijn Water is voldaan, het benthos de nodige ademruimte zal hebben om zich te herstellen en verder en beter te ontwikkelen. Vandaag de dag vormen de lage zuurstofconcentraties immers de grootste beperking voor benthos. Daarom is ervan uit gegaan dat op termijn de benthosbiomassa aan de relatie met primaire productie zal voldoen indien de waterkwaliteit verder zal verbeteren. Rekening houdend met deze premisse van herstelde waterkwaliteit, kunnen we op basis van de draagkrachtvergelijking stellen dat 500 à 600 ha extra oppervlakte slik nodig is om deze draagkracht van het benthos (en daarmee gepaard gaande de draagkracht voor vis en vogels) terug op een gezond niveau te brengen en te behouden (Voor meer details over deze berekeningen en de aannamen die gemaakt werden verwijzen we naar Bijlage I en paragraaf in dit rapport en naar Adriaensen et al., 2005 en Van Damme et al. in prep.). Deze areaalclaim situeert zich op ecosysteemschaal, m.a.w. het maakt niet zoveel uit waar dit areaal wordt ingevuld. Indien we de maximale areaalclaim (600 ha) toevoegen aan het huidige areaal slik (516, ,87) komen we tot ha slik voor de Zeeschelde van de grens tot de dam in Gent als de ondergrens van het GEP, of 83% van de ondergrens van het MEP. 34

39 7.2.2 Functionele ondergrens van het GEP voor schorareaal De berekening van de ondergrens voor het totaal schorareaal is gericht op het vermijden van Si- limitatie voor de primaire productie in het estuarium onder de huidige waterkwaliteit. Bij gebrek aan opgelost silicium (DSi) kunnen verschuivingen optreden tussen fytoplanktongemeenschappen, waarbij vooral de overgang van diatomeeën naar nietdiatomeeëngemeenschappen nadelige gevolgen heeft voor de eutrofiëring van de Westerscheldemonding en kustwateren. Ook kunnen bij siliciumlimitatie algensoorten de kop opsteken die toxische eigenschappen hebben. Bij de opkomst van toxische algen speelt ook een eventuele relatieve overmaat aan stikstof (N) of fosfor (P) in het water een rol. Zoals reeds beschreven in paragraaf 4.2 is de problematiek van siliciumlimitatie de laatste decennia een herhaaldelijk voorkomend verschijnsel in het Schelde-estuarium tijdens het zomerse fytoplanktongroeiseizoen. Op basis van verworven kennis omtrent de potenties van schorgebieden om silicium aan het estuarium vrij te stellen, kan men echter de nodige arealen aan schorgebieden berekenen die nodig zijn om deze waargenomen silicium-tekorten te voorkomen (zie Adriaensen et al. 2005). Wanneer de verhouding Si:P kleiner is dan drie, heeft men te maken met een siliciumlimitatie (Soetaert et al. in press). Tijdens zomermaanden met DSi-depletie exporteren schorren gemiddeld over de volledige saliniteitsgradiënt 5000 mg (of 0,18 mol) DSi per m² schorgebied (Struyf 2005; Struyf et al. 2005a, b). Op basis van deze berekeningen kan men het extra schorareaal berekenen dat nodig is om de Si:P ratio s hoger dan 3 te houden tijdens het zomerse fytoplanktongroeiseizoen. Op die manier berekende men dat een extra schorareaal van 1500 ha nodig is in de Zeeschelde om Si-limitatie te voorkomen, tenzij de waterkwaliteit dermate kan worden hersteld dat DSi-limitatie niet meer optreedt. Hierbij dient opgemerkt te worden dat men is uitgegaan van de siliciumexport uit goed ontwikkelde schorgebieden en dat recente natuurontwikkelingsgebieden naar verwachting pas op termijn hun volwaardige functie als siliciumbronnen zullen kunnen vervullen. Om siliciumlimitatie tot aan de monding van de Schelde te vermijden, is meer extra schorareaal nodig. Dit zal echter in de Westerschelde moeten gerealiseerd worden. Indien we deze areaalclaim (1500 ha) toevoegen aan het huidige schorareaal (596,82 ha + 13,24 ha) komen we tot 2110 ha schor langs de Zeeschelde van de grens tot de dam in Gent als de ondergrens van het GEP, of 39% van de ondergrens van het MEP 35

40 8 Fytoplankton In dit hoofdstuk wordt de voortgang belicht die sinds Van Damme et al. (2003) is verwezenlijkt met betrekking tot de beoordeling van fytoplankton in Vlaamse overgangswateren. De voortgang kan naar essentie worden samengevat als de koppeling van de concentratie chlorofyl a in het estuarium met de vuilvracht die uit het bekken afkomstig is. Een historische reconstructie van de vuilvracht laat immers toe een meer gefundeerde scoring voor chlorofyl a toe te passen dan tot hiertoe op basis van bestaande data werd aangenomen. Daaruit is een correctie voortgevloeid voor de zoete zone van de Zeeschelde. Aangezien de brakke zone van nature een mortaliteitszone is voor zowel de zoute gemeenschap (wegens te zoet) als voor de zoete gemeenschap (wegens te zout), worden voor de brakke zone geen criteria vooropgesteld. Omdat de dynamiek, met name de saliniteitschommelingen, in deze zone voor het immobiele fytoplankton zelfs van nature te hoog zou zijn om een brakke gemeenschap tot ontwikkeling te laten komen, hebben criteria voor de brakke zone geen zin. Voor fytoplankton wordt enkel de zoute en de zoete zone in beschouwing genomen. Een tweede opmerking is dat de index voor fytoplankton enkel zin heeft tijdens de perioden van bloei, nl. in de lente en zomer. Volgens de heersende weersomstandigheden of andere factoren kunnen de bloeiperioden echter van jaar tot jaar verschillen vertonen. Monitoring tijdens de winter heeft niet zoveel zin. Een maandelijkse tot tweewekelijkse monitoring in het zomerhalfjaar (maart september) dient dan ook o.a. om de bloeiperioden te kunnen aanduiden. 8.1 Reconstructie van de vuilvracht uit het bekken Fytoplanktonproductie is afhankelijk van nutriënten. Nutriënten spoelen op natuurlijke wijze uit, uit bodems, of ze kunnen via run-off vanop het land in waterlopen terechtkomen. Bovenop de natuurlijk input in het bekken is een antropogene belasting gekomen van voedingsstoffen. De menselijke impact staat in verhouding tot de maatschappelijke ontwikkeling (Billen & Garnier, 1997). Deze impact kan gereconstrueerd worden. Voor verschillende stadia van maatschappelijke ontwikkeling kan de nutriëntinput in een estuarium berekend worden. Deze oefening is reeds eerder gebeurd voor het Seine-estuarium via het Riverstrahler model (Cugier et al., 2005). Voor het Scheldebekken is een model opgesteld dat de emissie van het bekken naar het estuarium kan reconstrueren volgens historische scenario s. De scenario s die berekend zijn, zijn de volgende: een pristien scenario: alle menselijke invloed is afwezig, de vegetatie in het bekken is bos. Dit scenario moet toelaten de zeer goede ecologische toestand te bepalen. elk lustrum van 1950 tot 2000; waarbij 2000 geldt als de huidige toestand een toekomstscenario (2015) waarin is aangenomen dat aan alle Europese richtlijnen is voldaan Voor elk van deze scenario s is de input in het estuarium via de Rupel, en via de Bovenschelde, Dender en Durme samen, berekend. De resultaten zijn in extenso vervat in Bijlage I (Billen & Garnier, 2005). 36

41 8.2 Koppeling vuilvracht bekken estuariene productie De resultaten van de reconstructie van de historische emissie uit het bekken geven een bereik van verschillende impacts, gaande van een nul-impact (pristien), tot de zware vervuiling van de jaren Deze range is omvattend genoeg om een klasse-indeling op te stellen van zeer goed tot slecht. Hiervoor moeten de emissiewaarden echter eerst omgezet worden tot estuariene productiewaarden. Deze bewerking is uitgevoerd door de output van het bekkenmodel te gebruiken als input in een estuarien ecologisch model. Elk van de historische scenarios is als input gebruikt in een ecologisch model (het OMES model) van het schelde-estuarium. Dit liet toe voor elke emissie uit het bekken te bepalen hoeveel fytoplankton erdoor geproduceerd kon worden. Dit kan uitgedrukt worden in chlorofyl a concentraties. Voor enkele scenarios zijn de berekende chlorofyl-concentraties uitgezet over de loop van een jaar (Figuur 19, Figuur 20, Figuur 21 en Figuur 22). Figuur 19. Chlorofyl a (mg.m-3) modelresultaten voor 2001 (huidig scenario, rode lijn) t.o.v. de gemeten toestand in 2001 (blauwe puntjes), van januari (1e plot) t.e.m. december (laatste plot); afstand tot Melle (stroomopwaartse begrenzing van het estuarium) in km. Figuur 20. Chlorofyl a (mg.m-3) modelresultaten voor het pristien scenario (rode lijn) t.o.v. de gemeten toestand in 2001 (blauwe puntjes), van januari (1e plot) t.e.m. december (laatste plot); afstand tot Melle(stroomopwaartse begrenzing van het estuarium) in km. Figuur 21. Chlorofyl a (mg.m-3) modelresultaten voor het 1950 scenario (rode lijn) t.o.v. de gemeten toestand in 2001 (blauwe puntjes), van januari (1e plot) t.e.m. december (laatste plot); afstand tot Melle (stroomopwaartse begrenzing van het estuarium) in km. 37

42 Figuur 22. Chlorofyl a (mg.m-3) modelresultaten voor het 2015 scenario (waarbij aan alle Europese richtlijnen is voldaan, rode lijn) t.o.v. de gemeten toestand in 2001 (blauwe puntjes), van januari (1e plot) t.e.m. december (laatste plot); afstand tot Melle (stroomopwaartse begrenzing van het estuarium) in km. Deze wijze van voorstellen laat per scenario zien waar en wanneer de seizoenale maxima optreden. Hiermee is gekend welke de chlorofylconcentraties zijn die met verschillende vuilvrachten gepaard gaan. De berekende maximale chlorofylconcentraties zijn voor de verschillende scenario's uitgezet (zie Tabel 4). Tabel 4. Maximale chlorofyl a concentraties in de Zeeschelde (zoete deel) bij verschillende scenario's van emissies uit het bekken; voor uitleg over de scenario's: zie bijlage I. Scenario Chl a (mg/m3) pristien Aanpassing van de klassegrenzen voor Chlorofyl a in het zoetwater getijdengebied De vraag is nu welke classificatie hieraan kan worden toegekend. Om deze vraag te beantwoorden is de link gelegd tussen vuilvracht en diversiteit. Een vuilvracht heeft immers een effect op de zuurstofvraag, en de notoire slechte zuurstofhuishouding van vele estuaria bepaalt het afwezig zijn van een aantal soorten. In het kader van de opmaak van Instandhoudingsdoelstellingen is de zuurstofconcentratie afgeleid die overeenstemt met een goede diversiteit, nl. 5 mg / L in de zomer en 6 mg / L in de winter (Adriaensen et al., 2005). De vuilvracht die met deze grenswaarde overeenstemt, is deze van het scenario Dat wil zeggen dat de chlorofylwaarden van het 1950-scenario overeenstemmen met een goede ecologische toestand. Wanneer deze bevinding vergeleken wordt met de classificatie die eerder was opgemaakt in Van Damme et al. (2003) (hernomen in Tabel 5), dan dringt een 38

43 correctie hiervan zich op. Hierna wordt eerst de oude classificatie opgegeven en daarna worden de correcties uiteengezet. Tabel 5. Kwaliteitscriteria voor fytoplankton in de zoete zone van overgangswateren volgens Van Damme et al. (2003) (Chl a = chlorofyl a, DSi = opgelost silicium, Zm = mengdiepte, Zp = fotische diepte) Gemeenschap Chlorofyl a t 1/2 uitspoeling Lichtklimaat Dsi depletie bloei algen domineren (hinderlijke Chl a < 20 mg.m-3 of Chl a > 300 t < 0,2d Zm/Zp geen belang DSi < 1 à 5 mm overvloedige algenbloei, schuim, ) of geen fytoplankton mg.m-3 algen domineren diatomeeën 300 mg.m-3 > Chl a > 200 mg.m-3 0,2d < t < 0,5d Zm/Zp > 6 DSi = 1 à 5 mm geen duidelijke dominantie 200 mg.m-3 > Chl a > 50 mg.m-3 0,5d < t < 1d Zm/Zp = 5 ± 1 DSi > 5 mm diatomeeën dominant over algen 50 mg.m-3 > Chl a > 20 mg.m-3 1d < t < 2d Zm/Zp < 4 N/P/Dsi = 16/1/16 diatomeeën dominant over algen Chl a < 20 mg.m-3 t > 2d Zm/Zp <3 N/P/Dsi = 16/1/16 N en P norm rivier gehaald De nieuwe chlorofyl-resultaten die berusten op berekende bekken-emissies (Tabel 4) leiden tot een verrassende vaststelling. Onder pristiene condities kan de productie van fytoplankton dermate zijn dat tijdens de zomer een maximale concentratie van ongeveer 100 µg /L mogelijk is, zelfs indien lichtlimitatie optreedt. Dit kan verklaard worden door het feit dat een estuarium van nature de verzamelde vracht van het hele achterliggende bekken ontvangt en daardoor van nature een aangerijkt milieu is waarin productie weelderig kan optreden. Het scenario 1950 is het scenario waarbij de waterkwaliteit een voldoende diversiteit toelaat en kan dus als de goede ecologische toestand vooropgesteld worden. De periode rond 1975 betekent het na-oorlogse dieptepunt van de waterkwaliteit waarbij de Zeeschelde zwaar verontreinigd was. Dit scenario kan als de zeer slechte toestand doorgaan. De slechte en de matige toestand afleiden is moeilijker. De modelresultaten tonen immers aan dat de chlorofylwaarden van de verschillende scenario's (Tabel 4) dichter bij elkaar liggen dan volgens de oude classificatie was verondersteld (Tabel 5). Hier wordt de marge in de classificatie dan ook nauw, wat een risico inhoudt. De nieuwe classificatie (zie Tabel 6) is gebaseerd op modelresultaten en de werkelijke waarden kunnen daar dan ook van afwijken. Het is bijgevolg zeer riskant om de classificatie enkel en alleen aan chlorofyl op te hangen, tenzij de classificatie voor chlorofyl voorzien wordt van een ruime tolerantiebreedte. Daarmee vervagen alle classificatievelden in elkaar. 8.4 Besluiten Chlorofyl mag niet op zichzelf staan in een beoordelingssysteem voor fytoplankton. De chlorofylwaarden moeten beoordeeld worden in een ruimer kader, nl. dat van lichtklimaat, uitspoeling en nutriënthuishouding, zoals in Tabel 5 weergegeven. Indien deze parameters goed scoren, dan dient een tolerantievenster voor chlorofyl in acht genomen te worden. Met andere woorden, stel dat alle parameters goed scoren, en de chlorofyldata zouden erop wijzen dat chlorofyl slechts matig scoort, dan moet deze matige score genegeerd worden en zorgt het tolerantievenster voor de goede toestand ervoor dat chlorofyl ook goed scoort. Het tolerantievenster bedraagt 100 mg chl a. m

44 Tabel 6. Voorgestelde correctie op bestaande classificatie voor Chla concentratie in zoete overgangswateren (Van Damme et al., 2003): Voor het pristien en het 1950 scenario zijn de ecologische toestand, en dus de classificatiegebieden gekend, nl. het pristien scenario komt overeen met de zeer goede toestand (blauw) en het 1950 scenario komt overeen met de goede ecologische toestand (groen). De chlorofyl waarden zijn opgegeven volgens de oude klassificatie van Van Damme et al. (2003), met daarnaast de nieuwe classificatiebegrenzing op basis van de bekken-emissie. scenario overeenstemmende chlorofyl a correctie ecologische toestand volgens bekken-emissie oude klassificatie nieuwe klassificatie pristien zeer goed max 100 mg.m-3 Chl a < 20 mg.m-3 Chl a < 100 mg.m goed max 220 mg.m-3 20 mg.m-3 > Chl a > 50 mg.m mg.m-3 > Chl a > 100 mg.m zeer slecht > 300 mg.m-3 Chl a < 20 mg.m-3 of > 300 mg.m-3chl a < 100 mg.m-3 of > 300 mg.m-3 overige matig 300 mg.m-3 > Chl a > 200 mg.m mg.m-3 > Chl a > 50 mg.m mg.m-3 > Chl a > 200 mg.m-3 slecht 300 mg.m-3 > Chl a > 200 mg.m mg.m-3 > Chl a > 200 mg.m mg.m-3 > Chl a > 250 mg.m-3 De nieuwe klassificatie heeft een tolerantievenster van 100 mg chl a. m -3 Voor de brakke zone wordt geen classificatie voorgesteld vermits deze zone een mortaliteitszone is. Voor de zoute zone geeft het OMES-model voorlopig geen nuttige resultaten. Aan de oude classificatie voor chlorophyl a volgens Van Damme et al. (2003), vervolgens overgenomen door Van Wichelen et al.(2005), worden daarom geen wijzigingen voorgesteld. Daar blijft de classificatie op basis van bestaande data behouden met en 100 mg.m -3 als klassegrenzen en kan voorlopig geen tolerantievenster aangegeven worden. Het monitoringprotocol voor fytoplankon in Vlaamse overgangswateren blijft ongewijzigd zoals voorgesteld in Van Damme et al (2003). Een sluitend beoordelingsprotocol voor een totaalscore per groeiseizoen kan in dit stadium echter nog niet voorgelegd worden. We stellen voor om voorlopig de chlorofyl a waarden (biomassa) en de soortensamenstelling te beoordelen volgens de methode van Van Wichelen et al (2005), met in achtname van de vernieuwde klassegrenzen voor chlorofyl a in de zoete overgangswateren zoals ze hier voorgesteld werden en het toepassen van het voorgestelde tolerantievenster indien lichtklimaat, uitspoeling en nutriënthuishouding goed scoren. Om de ruis die veroorzaakt wordt door klimaatschommelingen te onderscheiden van de werkelijke lange termijn evolutie stellen we voor om te werken met glijdende gemiddelden over de voorbije vijf groeiseizoenen. 40

45 9 Macrobenthos Het macrobenthos of benthische macrofauna is een verplicht kwaliteitselement binnen de Kaderrichtlijn Water. Het betreft hier de macroinvertebraten of ongewervelden die in of op de bodem voorkomen. Het kan hier zowel gaan om harde als om zachte substraten. 9.1 Referentiekader voor macrobenthos Het opstellen van een historisch referentiekader voor macrobenthos voor de Vlaamse overgangswateren is niet meer mogelijk omdat de menselijke ingrepen te ver terug in de tijd gaan en te wijdverspreid zijn opgetreden. Historische gegevens van macrobenthos (benthische macroinvertebraten) voor de Vlaamse overgangswateren van voor 1900 zijn niet beschikbaar. De eerste gegevens voor de brakke zone van de Zeeschelde zijn van 1952 (Leloup & Konietzko, 1956). Voor het zoetwatergetijdengebied en het Ijzer-estuarium zijn enkel data beschikbaar voor de laatste decennia. Referentiecondities die gelijkgesteld kunnen worden aan deze waarbij menselijke beïnvloeding afwezig of zeer beperkt was, zijn dus niet voorhanden. Een tweede benadering is het ruimtelijk referentiekader. Dit houdt in dat soortgelijke systemen die minder of niet door de mens zijn beïnvloed als referentievoorbeeld worden gesteld. Omdat estuaria zulke complexe systemen zijn met eigen specifieke, fysischchemische en hydromorfologische bijzonderheden, en omdat de meeste estuaria die vergelijkbaar zouden kunnen zijn met de Vlaamse overgangswateren, ook onderworpen zijn aan intense menselijke activiteit, is ook deze werkwijze niet aangewezen. Maar aangezien we voor het zoetwatergetijdengebied en het overgangsgebied tussen de zoete en brakke zone (oligohaliene zone) echter over heel weinig informatie beschikken, en de huidige toestand als slecht kan beschouwd worden (zie verder) kunnen (historische) soortenlijsten van andere gebieden wel gebruikt worden als vergelijkingsmateriaal. Hiervan worden er een aantal gepresenteerd. Een alternatieve werkwijze houdt het reconstrueren in van een natuurlijke referentietoestand vanuit een analyse van de bestaande kennis van het ecologisch functioneren van estuariene ecosystemen. Het herstel van het ecologisch functioneren van het estuarien systeem is het uitgangspunt voor het Natuurlijk Ontwikkelingsplan (NOP) voor het Schelde-estuarium (Van den Bergh et al., 2003) en de instandhoudings-doelstellingen voor de Zeeschelde (Adriaensen et al., 2005). Ook in het kader van de KRW wordt dit principe als leidraad gehanteerd (zie paragraaf en ook Escaravage et al., 2004). In het NOP komt het optimaliseren van de condities voor benthos als een zeer belangrijke doelstelling naar voren in bijna alle deelgebieden van de Zeeschelde (zie Tabel 2 in hoofdstuk 5). Daarnaast zijn er heel wat doelstellingen (bijv. optimaliseren primaire productie, uitbreiden areaal slik) die een rechtstreeks verband hebben met het optimaliseren van de condities voor macrobenthos (zie verder). Figuur 23 toont hoe menselijke ingrepen (met als voorbeelden engineering (inpoldering, uitdieping, etc.) en rivierafvoer/emissies) via verschillende stappen een invloed kan uitoefenen op het macrobenthos. Het schema is uiteraard sterk vereenvoudigd maar toont duidelijk aan dat de beoordeling van de ecologische toestand, gerelateerd aan de menselijke beïnvloeding (de menselijke stressoren), niet met één simpele indicator kan weergegeven worden. 41

46 Engineering Morfologie Hydrodynamica 2 Run-off / Emissies Waterkwaliteit en -kwantiteit Primaire Productie Habitat (Bodem) 2 1 Macrobenthos 3 Zooplankton Figuur 23. Procesketen in een estuarien ecosysteem in relatie tot menselijke activiteiten zoals engineeringwerk in het ecosysteem en waterbeheer in het stroomgebied. Het voorkomen van benthische macroinvertebraten wordt in belangrijke mate bepaald door (1) de primaire productie (pelagische en benthische), (2) het habitat (incl. dynamiek), (3) de water- en bodemkwaliteit: 1. De relatie tussen de primaire productie en de benthische macrofauna werd door Heip et al. (1995) en Herman et al. (1999) waargenomen voor een aantal estuariene systemen. Een consistent lineaire relatie bleek te bestaan tussen de systeem-primaire productie en de systeem-gemiddelde biomassa aan macrobenthos. Heip et al. (1995) toonden aan dat estuaria met een hogere primaire productie hogere biomassa s aan benthos hadden. 2. De sterke interactie tussen de hydrodynamica en de morfologie resulteert in een systeem met een dynamisch hydromorfologisch evenwicht. De resulterende evenwichtstoestand bepaalt de omvang/samenstelling van de beschikbare habitatten voor het macrobenthos zoals gesuggereerd door de strakke relaties getoond tussen de macrofauna uit de Westerschelde en de omgevingsvariabelen zoals diepte, droogvalduur, stroomsnelheid en bodemstructuur (korrelgrootte, organische inhoud) (Ysebaert & Herman, 2002; Ysebaert et al., 2002). 3. Water- en bodemkwaliteit (saliniteit, turbiditeit, nutriënten (eutrofiëring), zuurstofgehalte, toxische stoffen) spelen ook samen met de habitat een belangrijke rol voor de distributie/samenstelling van het macrobenthos in estuariene ecosystemen. Saliniteit (zowel gemiddelde als variantie) bepaalt het verspreidingsgebied van de meeste macrobenthische soorten. De hoeveelheid zwevende stof en haar verhouding ten opzichte van fytoplankton beperkt de leefbaarheid van het systeem voor filterfeeders. De zuurstofconcentraties en aanwezigheid van toxische verbindingen bepaalt de distributie van tolerante versus gevoelige soorten. Ook toxische verbindingen binnen de sedimentmatrix en hun interactie met de bovenliggende waterkolom spelen een belangrijk rol voor de soortensamenstelling van de macrobenthische gemeenschappen. 42

47 9.2 Het macrobenthos van Europese brakwater- en zoetwatergetijdengebieden De Vlaamse overgangswateren die zich in het Schelde-stroomgebied bevinden behoren tot het macrotidaal laaglandestuarium. Meer in detail gaat het hier over brakwatergetijdengebieden (mesohaliene zone) en zoetwatergetijdengebieden (limnische zone) en de overgang tussen beide (de oligohaliene zone). Het grootste deel van de mesohaliene zone en de volledige polyhaliene zone van het Schelde-estuarium bevinden zich op Nederlands grondgebied. Het enige polyhaliene gebied in Vlaanderen komt voor in het IJzer-estuarium. In het IJzerestuarium komen verder geen brakwater- of zoetwatergetijdengebieden voor. Het macrobenthos van brakwater- en zoetwatergetijdengebieden verschilt grondig van respectievelijk de mariene (zoute) ecosystemen en de rivierecosystemen. Voor zowel de mariene ecosystemen en de rivierecosystemen bestaat heel wat kennis over het voorkomen en ecologische rol van het macrobenthos. Over het macrobenthos van het brakwatergetijdengebied en vooral over het macrobenthos van het zoetwatergetijdengebied is heel wat minder kennis voorhanden. In dit hoofdstuk willen we dan ook kort een beeld schetsen van de typische kenmerken van het macrobenthos van deze getijdengebieden. In estuaria is de saliniteit(sgradiënt) één van de hoofdfactoren die het voorkomen van macrobenthos bepaalt (Wolff, 1973, Ysebaert, 2000). Alle soorten zijn door hun fysiologie beperkt tot een bepaalde range van zoutgehalte, maar die tolerantie is bij sommige soorten veel nauwer dan bij andere. Vele estuariene soorten hebben een zeer brede tolerantie voor zoutgehalte (bijv. Macoma balthica). De saliniteit waargenomen op een bepaalde plaats is echter niet constant maar varieert sterk onder invloed van getij, wind, en rivierafvoer. De verschillende zones van saliniteit kunnen dan ook over meerdere tientallen kilometers verschuiven. Ook is de temporele variatie in saliniteit op een vaste plaats niet overal in het estuarium even groot. De grootste schommelingen worden meestal in de oligohaliene en mesohaliene waargenomen. Bovendien overschrijdt de variatie daar ook het vaakst de kritische grenzen in de fysiologie van de organismen. Typisch vinden we daarom in estuaria een minimum in het aantal soorten rond de oligohaliene-mesohaliene zone. De bodemdiergemeenschappen vertonen hier grote temporele schommelingen in soortensamenstelling, aantallen en biomassa s (Ysebaert, 2000; Verbessem et al., 2002). Het kleinste aantal soorten wordt gevonden bij een gemiddelde saliniteit tussen 3 en 5 PSU. Dit gebied vormt min of meer de grens tussen de mariene soorten en de zoetwaterbewoners. In dit traject treden grote veranderingen op in de ionensamenstelling van het water. Deze veranderingen kunnen de primaire oorzaak zijn van deze ecofysiologische barrière tussen zoet en zout water. Bij lagere zoutgehalten neemt de soortdiversiteit weer toe, vooral doordat de zoetwaterfauna in dit traject toeneemt. De soortensamenstelling in de oligohalienemesohaliene zone bevat vertegenwoordigers van zowel de polyhaliene zone als de zoetwaterzone. Het zijn vaak euryhaliene soorten die een grote tolerantie ten aanzien van (schommelingen in) de saliniteit vertonen. Daarnaast komen een aantal typische brakwatersoorten voor, die enkel voorkomen in deze zone. Michaelis et al. (1992) geven een overzicht van deze brakwatersoorten in NW-Europese en Midden-Europese brakwatergebieden (Tabel 7). Voor wat het Schelde-estuarium betreft, zijn zowel voor de Westerschelde als voor de Zeeschelde heel wat gegevens beschikbaar voor de mesohaliene (brakke) zone (zie voor meer details oa. Wolff, 1973; Ysebaert, 2000; Verbessem et al., 2002; Escaravage et al., 2004). 43

48 Tabel 7. Aanwezige en te verwachten brakwatersoorten in estuaria van de Duitse Bocht en hun voorkomen in andere NW- en Midden-Europese brakke wateren. Uit Michaelis et al. (1992). In het zoetwatergetijdengebied neemt het aantal soorten van nature terug toe en de soortensamenstelling vertoont duidelijke gelijkenissen met rivierecosystemen. Toch verschilt de fauna van zoetwatergetijdengebieden met die van rivieren (Figuur 24). Krieg (2005) toont aan dat bepaalde taxa die kenmerkend zijn voor grote rivierecosystemen nagenoeg ontbreken in estuaria (Odonata, Ephemeroptera, Plecoptera, Trichoptera, Coleoptera). Aan de andere kant zijn Annelida dan weer veel sterker vertegenwoordigd in estuaria. Krieg (2005) heeft voor de beoordeling van de ecologische toestand van het Elbe-estuarium een open soortenlijst samengesteld als referentie. Hierbij werd de Elbe onderverdeeld in drie waterlichamen, waarvan twee zich in het zoetwatergetijdengebied bevinden. Het meest stroomopwaartse gebied (=Fließgewässertyp 20 sandgeprägter Tieflandstrom) is zo n 56 km lang en heeft een getijverschil van m. Dit gebied wordt gekenmerkt door relatief kleine oppervlaktes slik en grote delen van de oever zijn verhard. Het tussengebied (= Fließgewässertyp 22 Marschengewässer) is zo n 23 km lang en heeft een getijverschil van m. Het wordt gekenmerkt door een groter areaal aan slikken en schorren en een geringe verharde oeverstructuur. Het derde type (=Ubergangsgewässer Typ T1) omvat de oligohaliene tot polyhaliene zone van het Elbe-estuarium en wordt hier verder niet besproken. 44

49 Figuur 24. Relatieve soortensamenstelling van het macrobenthos in rivierecosystemen (PTI) en estuaria (AeTI). Uit Krieg, Het estuarium omvat de volledige zout-brak-zoet gradiënt. aantal soorten Amphipoda Aphanoneura Bivalvia Bryozoa Cnidaria Coleoptera Decapoda Diptera Ephemeroptera Gastropoda Heteroptera Hirudinea Isopoda Mysidacea Odonata Oligochaeta Polychaeta Porifera Trichoptera Turbellaria aantal soorten Amphipoda Aphanoneura Bivalvia Bryozoa Cirripedia Cnidaria Decapoda Diptera Gastropoda Hirudinea Isopoda Mysidacea Oligochaeta Polychaeta Porifera Turbellaria Figuur 25. Aantal taxa en het aantal soorten per taxum als referentie voor twee types zoetwatergetijdengebied in het Elbe-estuarium (=Fließgewässertyp 20 sandgeprägter Tieflandstrom (bovenste grafiek) en Fließgewässertyp 22 Marschengewässer (onderste grafiek)). Samengesteld uit de soortenlijsten uit Krieg, In het meest stroomopwaartse gebied Type 20 geeft Krieg (2005) een soortenrijkdom van 153 soorten, terwijl voor het Type soorten beschreven worden; tezamen gaat het om 168 soorten. De meest soortenrijke taxa in beide gebieden zijn de Oligochaeta en Diptera. Daarna volgen de Amphipoda, Bivalvia en Gastropoda. 45

50 Verder maakt Krieg (2005) een onderscheid tussen soorten op basis van hun zouttolerantie en op basis van hun stromingsvoorkeur (Figuur 26). In het Type 20 komen meer echte zoetwatersoorten voor, terwijl in Typ 22 zoetwatersoorten met een zekere zouttolerantie relatief gezien domineren. Tevens komen in Typ 22 meer brakwatersoorten (genuine brackish-water species) en enkele typische estuariene (euryhaline-marine species) soorten voor. Naar stromingsvoorkeur domineren de soorten die bij voorkeur in stilstaande wateren voorkomen, maar ook in stromend water voorkomen (limno-/rheophile) en soorten die meer in stromend water voorkomen dan in stilstaand (rheo-/limnophile). Tevens zijn er in beide types heel wat soorten die geen duidelijke stromingsvoorkeur vertonen (indifferent). In het hoofdstuk over een beoordelingsmethode voor het zoetwatergetijdengebied (referenties en maatlatten op het gemeenschapsniveau) wordt op dit rapport nader ingegaan Freshwater species 35 aantal soorten Freshwater species, salt tolerant euryhaline-limnetic species brackish-water species genuine brackish-water species euryhaline-marine species holeuryhaline species (indifferent) aantal soorten unknown limnophile limno-/reophile rheo-/limnophile rheophile rheobiont indifferent 0 Typ 20 Typ 22 0 Typ 20 Typ 22 Figuur 26. Indeling van de soorten naar zouttolerantie (linkse grafiek) en stromingsvoorkeur (rechtse grafiek) voor twee types zoetwatergetijdengebied in het Elbe-estuarium (=Fließgewässertyp 20 sandgeprägter Tieflandstrom (bovenste grafiek) en Fließgewässertyp 22 Marschengewässer (onderste grafiek)). Samengesteld uit de soortenlijsten uit Krieg, In het STOWA-rapport over referenties en concept-maatlatten voor Nederlandse rivieren voor de Kaderrichtlijn Water (redactie: van der Molen, 2004) worden voor het zoet getijdenwater (uitlopers rivier) op zand/klei (R8) 102 soorten vermeld in de referentielijst. Het zoet getijdenwater wordt hierbij verder omschreven als een water met gering getij (0,3-1,9 m) en een geringe stroomsnelheid (< 50 cm.s-1) en wijkt dan ook af van het type getijdenwater zoals we het momenteel aantreffen in de Zeeschelde. In het hoofdstuk over een beoordelingsmethode voor het zoetwatergetijdengebied (referenties en maatlatten op het gemeenschapsniveau) wordt op dit rapport nader ingegaan. Wolff (1973) beschrijft voor het zoetwatergetijdengebied van het Nederlandse Delta-gebied volgende soortensamenstelling: 17 soorten Bivalvia, 5 Gastropoda, 3 Isopoda, 3 Amphipoda, 4 Hirudinea, 1 Polychaeta en 1 Decapoda. Voor Oligochaeta en Insecta geeft Wolff (1973) enkel aan dat het om veel soorten gaat. Naar voedingstypes beschrijft Wolff (1973) de filter feeders (suspension feeders) als meest belangrijke groep in het zoetwatergetijdengebied. Hierbij dient opgemerkt te worden dat Oligochaeta en Chironomidae niet mee werden beschouwd. Uit dit overzicht blijkt dat in zoetwatergetijdengebieden potentieel heel wat soorten kunnen voorkomen en dat ze een gediversifieerde bodemdiergemeenschap kunnen vormen. 46

51 9.3 Huidige toestand van het macrobenthos van de Zeeschelde Brakwatergetijdengebied (Waterlichaam A) Voor het brakwatergetijdengebied (waterlichaam a: Belgisch/Nederlandse grens - Kennedytunnel) zijn veel gegevens beschikbaar. Met name in de Beneden Zeeschelde tussen de grens en Liefkenshoek is tussen 1990 en 2000 regelmatig onderzoek verricht naar het voorkomen van macrobenthos, zowel in het intergetijdengebied (bijv. Verbessem et al., 2002; Ysebaert et al., 2005) en het subtidaal (Ysebaert et al., 2000). Voor meer details wordt dan ook verwezen naar deze rapporten en publicaties (zie ook Ysebaert, 2000). Zowel het grote aantal monsters als de verdeling van de monsters over de verschillende habitatten laat een ecologische beoordeling van de aanwezige bodemdiergemeenschappen toe (zie verder). In totaal zijn in dit gebied 83 soorten waargenomen, waarvan de meeste soorten behoren tot de Polychaeta, Amphipoda, Oligochaeta en Bivalvia (Figuur 27). aantal soorten Amphipoda Aphanoneura Bivalvia Bryozoa Cirripedia Cnidaria Decapoda Diptera Gastropoda Isopoda Mysidacea Nemertea Oligochaeta Polychaeta Porifera (blank) Figuur 27. Aantal taxa en het aantal soorten per taxon waargenomen in de Beneden Zeeschelde (grens-liefkenshoek) in de periode Zoetwatergetijdengebied (Waterlichamen b,c,d) In het zoetwatergetijdengebied van de Zeeschelde is het macrobenthos minder goed bestudeerd. Ysebaert et al. (1993) hebben in 1990 voor het eerst de volledige zoutgradiënt bemonsterd in het Schelde-estuarium. Langs deze gradiënt werd een sterke daling in het aantal soorten waargenomen en in het zoetwatergetijdengebied werd slechts één groep organismen aangetroffen, namelijk Oligochaeta (Figuur 28). Hierbij dient opgemerkt te worden dat de Oligochaeta niet tot op soortniveau werden gedetermineerd. De dichtheid vertoonde grote variaties langs de zoutgradiënt zonder duidelijke trend, terwijl de biomassa een duidelijke dalende trend vertoonde (Figuur 28). Op één station na, dat gekenmerkt werd door zeer hoge aantallen Oligochaeta met hoge biomassa, waren biomassa s in het zoetwatergetijdengebied laag tot zeer laag. Deze studie toonde dan ook aan dat in het 47

52 zoetwatergetijdengebied van het Schelde-estuarium een sterk verarmde fauna voorkomt die volledig gedomineerd wordt door Oligochaeta. Figuur 28. Het aantal soorten, dichtheid en biomassa waargenomen op vijftig stations langsheen de saliniteitsgradiënt van het Schelde-estuarium. Uit: Ysebaert et al., Door Seys et al. (1999a,b) is dan in 1996 een meer gedetailleerde bemonstering uitgevoerd naar het voorkomen van macrobenthos in de Zeeschelde, met speciale aandacht voor de Oligochaeta. Door het Instituut voor Natuurbehoud zijn in 1999 en 2002 een aantal stations uit het onderzoek van Seys et al. (1999a) opnieuw bemonsterd. De bemonstering op de slikken gebeurde door het nemen van kleine sedimentkernen (diameter 3,5 cm). In het subtidaal werden stations bemonsterd m.b.v. een Van Veen Happer of een Reineck box-corer, waaruit dan subsamples genomen werden met dezelfde sedimentkern als op de slikken. In totaal werden door Seys et al. (1997) 143 stations bemonsterd, waarvan 91 in het zoetwatergetijdengebied van de Zeeschelde. In 1999 en 2002 werden respectievelijk 44 en 47 stations bemonsterd, waarvan respectievelijk 16 en 9 in het zoetwatergetijdengebied van de Zeeschelde. In 1996 zijn zowel voor de slikken als het subtidaal gegevens beschikbaar, terwijl voor 1999 en 2002 momenteel slechts gegevens beschikbaar zijn voor de slikken (op 1 station na). In 1996 en 2002 werden ook enkele stations op de zijrivieren bemonsterd. De resultaten van deze campagnes worden hieronder kort toegelicht. De studies bevestigen het beeld van Ysebaert et al. (1993) met de sterke dominantie van Oligochaeta in het zoetwatergetijdengebied. Op enkele sporadische waarnemingen na worden enkel soorten behorende tot de Oligochaeta waargenomen. In totaal werden 18 soorten Oligochaeta waargenomen in het zoetwatergetijdengebied van de Zeeschelde (Tabel 8). De meeste soorten worden in alledrie de bemonsteringsjaren waargenomen. De dominante soorten in het zoetwatergetijdengebied van de Zeeschelde zijn Tubifex tubifex en de soorten behorende tot het genus Limnodrilus (met als meest dominante Limnodrilus hoffmeisteri). De soorten Heterochaeta costata, Paranais litoralis en Tubificoides heterochaetus zijn typische soorten van de brakwaterzone van de Zeeschelde, maar worden sporadisch ook in het zoetwatergetijdengebied waargenomen. Tabel 8. Oligochaeta soorten waargenomen in de jaren 1996, 1999 en 2002 in het zoetwatergetijdengebied van de Zeeschelde. Gegevens van 1996 afkomstig uit Seys et al. (1999a); gegevens van 1999 en 2002 afkomstig uit database Instituut voor Natuurbehoud. Data betreffen najaarsgegevens, behalve de soorten met een * afkomstig van seizoenale bemonsteringen. 48

53 Jaar Amphichaeta sannio 1* 1 1 Dero digitata Enchytraeidae Heterochaeta costata Ilyodrilus templetoni 1* 1 Limnodrilus claparedeianus Limnodrilus hoffmeisteri Limnodrilus profundicola Limnodrilus sp. 1 1 Limnodrilus udekemianus Nais elinguis 1* 1 Paranais frici 1* 1 Paranais litoralis 1* 1 1 Quistadrilus multisetosus 1* 1 Tubifex tubifex Tubificoides heterochaetus Potamothrix bavarius 1 Potamothrix harmoniensis 1* In de weinige stations die op de zijrivieren zijn bemonsterd, worden 12 soorten Oligochaeta aangetroffen, waarvan Aulodrilus limnobius en Aulodrilus pluriseta twee soorten zijn die niet in de Zeeschelde waargenomen werden. Door Seys et al. (1999a) werden naast Oligochaeta ook sporadische waarnemingen gedaan van Diptera larven (oa. Ceratopogonidae) en Hirudinea. Het betrof hier telkens slechts enkele individuen. Nematoda en Copepoda, behorende tot het meiobenthos, werden ook in kleine aantallen aangetroffen. De biomassa varieert sterk van plaats tot plaats. De gemiddelde biomassa varieert op de slikken tussen 3,8 g AFDW.m- 2 in 1996 en 1,7 g AFDW.m -2 in Opgemerkt dient te worden dat niet in alle jaren evenveel stations bemonsterd zijn. Voor het subtidaal zijn enkel voor 1996 genoeg gegevens beschikbaar met een gemiddelde biomassa van 1,6 g AFDW.m -2. Voor het volledige zoetwatergetijdengebied van de Zeeschelde was de gemiddelde biomassa 2,46 g AFDW.m -2. Wanneer we een weging uitvoeren rekening houdend met het huidige areaal aan slikken en subtidaal gebied, verkrijgen we een gemiddelde biomassa van 1,56 g AFDW.m

54 100 biomass (g AFDW.m -2 ) biomass (g AFDW.m -2 ) Figuur 29. Benthosbiomassa in het zoetwatergetijdengebied van de Zeeschelde: Variatie in benthos biomassa in 1996, 1999 en 2002 met aanduiding van het gemiddelde (linkse grafiek);gemiddelde biomassa (± SE) waargenomen op de slikken in 1996, 1999 en 2002 (middelste grafiek); gemiddelde biomassa (± SE) waargenomen in het subtidaal in Benthische Indicatoren voor overgangswateren De structuur van benthische gemeenschappen is reeds vaak beschreven als een betrouwbare indicator van de gezondheidstoestand van een systeem ( ecosystem health ). Enkele belangrijke kenmerken van benthische macrofauna zijn: (i) (ii) (iii) (iv) (v) in hoofdzaak sedentair, met slechts beperkte mechanismen om verstoring te ontwijken; benthische macrofauna reageert op lokale impact van de omgeving. relatief gemakkelijk te monitoren en gemeenschappen reageren vrij vlug met veranderingen in soortensamenstelling en aantallen/biomassa s. in staat om een over de tijd geïntegreerde, in situ respons te geven van veranderingen in het ecosysteem vormen een belangrijke, centrale component van het estuariene ecosysteem één van de eerste stappen in de bioaccumulatie van verontreinigende stoffen in de voedselketens van kust- en overgangswateren (vi) van de biologische kwaliteitselementen opgenomen in de KRW vormt de benthische macrofauna één van de best bestudeerde groepen, met een relatief grote historische en geografische database. Benthische gemeenschappen reageren op vele vormen van stress omdat het macrobenthos gekenmerkt wordt door organismen met een brede waaier aan voedingsstrategieën, voortbewegings- en verspreidingsmechanismen, voortplantingsstrategieën, fysiologische toleranties en trofische interacties. Historisch berust onze kennis van de mariene benthische gemeenschapsstructuur en het functioneren ervan op een aantal vaak gebruikte benthische parameters: - aantal soorten of soortenrijkdom; - dichtheid en biomassa, uitgedrukt in respectievelijk aantal individuen of gewicht per oppervlakte-eenheid; 50

55 - diversiteit van de gemeenschap, a.d.h.v. bijv. de Shannon-Wiener index of andere indexen; - ecologische identiteit van de dominante soorten, de zogenaamde sleutelsoorten ; - trends in deze benthische parameters. Een algemeen geldend evolutionair patroon voor een macrobenthische biocoenose van het zacht substraat ( soft sediments ) onder invloed van een stressfactor (van menselijke oorsprong) is wereldwijd beschreven, in belangrijke mate gebaseerd op het werk van oa. Pearson & Rosenberg (1978). De veranderingen die deze gemeenschap ondergaat onder invloed van een verstoring (stressor) verloopt als volgt (in dit geval beschreven voor een organische belasting langs een gradiënt van lage naar hoge belasting). Bij lage belasting wordt de fauna gedomineerd door grote, diepgravende en sterk bioturberende soorten ( sensitive species ). Naarmate de organische belasting van het sediment toeneemt, wordt deze fauna vervangen door kleinere, oppervlakkiger levende soorten ( tolerant species ). De diversiteit neemt aanvankelijk een beetje toe met belasting, maar daalt daarna drastisch. De dichtheid blijft stijgen tot het sediment azoïsch wordt. De biomassa stijgt aanvankelijk, heeft soms nog een tweede piek, maar daalt dan drastisch. Veel van de huidige beoordelingssystemen gaan in meer of mindere mate uit van het hierboven beschreven principe. Een algemene gedachtengang bij beoordelingssystemen is dat verstoorde ecosystemen een verlaging in de taxarijkdom, een dominantie van verstoringstolerante soorten en/of een verandering in aantallen individuen van een taxon vertonen. Diversiteitsindexen meten de biologische kwaliteit aan de hand van de structuur van de gemeenschap. Biotische indexen gebruiken eerder het indicatorsoortconcept. Ysebaert & Herman (2003) geven een overzicht van bestaande indicatoren en indices voor het bepalen van de ecologische kwaliteit van estuaria en kustgebieden aan de hand van benthische macroinvertebraten. De Kaderrichtlijn Water heeft heel wat onderzoek op gang gebracht naar het ontwikkelen van indicatoren en beoordelingssystemen voor het bepalen van de ecologische kwaliteit aan de hand van biologische kwaliteitselementen. Bestaande systemen meten vooral de impact van een verstoring met als belangrijkste criterium de kwetsbaarheid voor die specifieke verstoring. Beoordelingssystemen voor de KRW daarentegen moeten tevens de afstand tot specifieke referentieomstandigheden bepalen. Momenteel wordt door de verschillende lidstaten veel aandacht besteed aan het ontwikkelen van beoordelingssystemen op basis van macrobenthos voor kustwateren. Momenteel is de interkalibratie met name gericht op kustwateren (type NEA1) gebruikmakend van nationaal ontwikkelde beoordelingssystemen die getoetst worden op een gezamenlijke dataset. Deze interkalibratieoefening maakt gebruik van benthosgegevens van afzonderlijke bemonsteringslocaties binnen het NEA1 type (subtidaal, soft sediment, hoge saliniteit), maar geeft geen oordeel over het waterlichaam als geheel. Wat betreft overgangswateren zijn de lidstaten momenteel veel minder ver gevorderd in het opstellen van beoordelingssystemen voor benthische macroinvertebraten. Twee belangrijke redenen kunnen hiervoor aangehaald worden. Ten eerste, overgangswateren (=estuaria) vormen de overgangsgebieden tussen de rivieren en de open zee waarin zout en zoet water elkaar ontmoeten. In een dergelijke omgeving spelen zich een aantal complexe fysische en chemische processen af, die van belang zijn om te begrijpen hoe organismen zich aanpassen aan deze specifieke omgeving. De variabiliteit in ruimte en tijd van deze fysische en chemische processen is in overgangswateren zeer groot. Zoals de naam al suggereert, is het meest typische kenmerk van estuaria dat het landschap wordt bepaald door overgangen. 51

56 Langs de lengte-as van het estuarium is dit de overgang van zoet naar zout water, met alle daaraan verbonden factoren (longitudinale gradiënt). Dwars op de lengte-as is het de rijk geschakeerde overgang van land naar water die het bodemleven bepaalt (verticale gradiënt bepaald met name door de hydrodynamische en geomorfologische condities). Beide gradiënten, met de daarbij horende kenmerkende fysische en chemische processen, hebben grote biologische consequenties voor het leven in de bodem. Dit resulteert in een grote ruimtelijke en temporele variabiliteit in de gemeenschappen die van nature in deze watersystemen voorkomen. Aangezien de natuurlijke variatie inherent is aan zulke watersystemen, moet dit ook onderdeel vormen van de te ontwikkelen beoordelingsschema s. Maar dit maakt het ook moeilijker om natuurlijke stress van menselijke impact te kunnen onderscheiden. Ten tweede zijn overgangswateren, en zeker de grote estuaria rond de Noordzee, sterk beïnvloed door de mens. In de meeste Europese overgangswateren is er niet sprake van één enkele menselijke stressor, maar hebben we te maken met een multi-stressor situatie. Deze kunnen we onderverdelen in vijf grote categoriëen: (1) global change, welke met name gerelateerd is aan zeespiegelrijzing en klimaatsveranderingen; (2) fysische verstoringen door bijv. baggeren, storten, bodemberoerende visserij; (3) veranderingen in nutriëntenbelasting en veranderingen in de stoichiometrie van de nutriënten, eutrofiëring; (4) toxische stoffen, en (5) de introductie en invasie van exoten. Ook hebben de meeste Europese estuaria sterk te lijden gehad van verlies van habitat, wat vaak geleid heeft tot fragmentatie van habitatten en een verandering in de relatieve verhouding van de verschillende aanwezige habitatten (zie hoofdstuk 4). We kunnen kan ook stellen dat de meeste estuaria zich momenteel niet in een hydromorfologisch evenwicht bevinden, wat resulteert in ecosystemen die uit balans zijn en niet in staat zijn alle potentiële ecologische functies te vervullen. Dit groot aantal van, vaak op elkaar inwerkende stressoren, maakt het moeilijk om éénduidige pressure-state-response modellen op te stellen voor deze systemen. De grote natuurlijke variatie in fysische, chemische en biologische processen heeft belangrijke gevolgen voor het beoordelen van de ecologische status van overgangswateren. Een beoordeling die gebaseerd is op slechts enkele meetstations, zonder rekening te houden met enige kennis van de op die plaatsen heersende omgevingsfactoren, is niet in staat om de ecologische status van een volledig waterlichaam aan te duiden. Voorbeeld: zelfs op een relatief kleine zandplaat van enkele km² in de Westerschelde observeren we grote gradiënten in omgevingscondities, gaande van laag-dynamische, slibrijke gebieden tot hoog-dynamische, zandige gebieden met zandgolven. Het macrobenthos varieert mee met deze sterke gradiënten, en we zien dan ook dat op deze kleine schaal het macrobenthos grote verschillen vertoont in aantallen en biomassa s, en de soortensamenstelling op korte afstanden vaak helemaal niet overlapt. Voor een beoordelingssysteem heeft deze grote variatie in natuurlijke processen en menselijke stressoren drie belangrijke consequenties: (1) natuurlijke variatie tussen meetstations, indien niet gecorrigeerd voor abiotische co-variabelen, is zo groot dat de capaciteit om enige verandering in de tijd vast te stellen verloren zou gaan; (2) de natuurlijke variatie zelf is een van de belangrijkste karakteristieken van estuariene ecosystemen, aangezien deze variatie kenmerkend is voor de natuurlijke dynamiek in dit type ecosystemen. Beoordelingssystemen moeten dan ook de mate van variabiliteit in fysische condities en habitatstructuren evalueren; (3) de impact van menselijke stressoren moet geëvalueerd worden zowel op het niveau van de habitatstructuur, als op het niveau van het voorkomen van soorten (soortensamenstelling, aantal individuen, biomassa) binnen de typische habitatten. 52

57 9.5 De hiërarchische, schaal-afhankelijke benadering De conceptuele voorstelling van de procesketen zoals afgebeeld in Figuur 23 en de hierboven geschetste typische kenmerken van overgangswateren vormt de basis van de schaalafhankelijke benadering beschreven door Ysebaert & Herman (2004) voor het beoordelen van de ecologische toestand in estuariene ecosystemen. De hiërarchische, schaalafhankelijke benadering geeft een beoordeling van het systeem op de verschillende schaalniveaus die relevant zijn voor de sturende factoren (Figuur 30): Niveau 1: Op het niveau van het gehele ecosysteem kan worden geëvalueerd of het macrozoöbenthos de - naar heersende ecologische omstandigheden - te verwachten functionele rol vervult. Dit kan worden samengevat door eenvoudige indicatoren, bv. de gemiddelde totale biomassa, gecorrigeerd voor primaire productie (welke op haar beurt een functie is van de hoeveelheid licht en nutriënten), de verdeling van de verschillende voedingstypen in het ecosysteem, en de ratio van benthische tot pelagische graas op het fytoplankton. Deze indicatoren zijn gevoelig voor factoren die de groei van het macrobenthos belemmeren, zoals eutrofiëring en dystrofie (leidend tot zuurstofgebrek aan de bodem of tot explosieve ontwikkeling van opportunistische macroalgen), areaalgebrek of vergiftiging. Niveau 2: Op het onderliggende niveau kan worden gecontroleerd of de verdeling van habitatten of ecotopen aan de (op geomorfologie gebaseerde) verwachtingen voldoet, en of areaalgrootte van ecotopen geen beperkingen aan biodiversiteit oplegt. Binnen een habitat/ecotoop is er een relatie tussen (aaneengesloten) oppervlakte van het ecotoop en soortenrijkdom. Daarom zijn arealen en connectiviteit een maat voor de mogelijkheid tot ontwikkelen van een soortenrijke gemeenschap. In príncipe moet het mogelijk zijn, gebaseerd op geomorfologische theorie, om een verwachtingspatroon op te stellen over de verdeling van verschillende ecotopen in een onverstoord estuarium of kustgebied. Een dergelijke norm kan worden gebruikt om te testen of er een significant onevenwicht in de morfologie bestaat, bv. als gevolg van infrastructurele ingrepen (baggeren, constructie van een stormvloedkering, inpoldering etc.). Niveau 3: Binnen de habitatten ten slotte kan worden gecontroleerd of de te verwachten soorten aanwezig zijn, en kunnen indicatoren opgesteld worden die gevoelig zijn voor verschillende types stress die mogelijk een afwijking kunnen verklaren. Ecotopen kunnen van elkaar worden onderscheiden door verschil in fysische, chemische of andere ecologisch relevante eigenschappen. Op basis van deze abiotische karakteristieken, hun temporele variatie, de eigenschappen van het ecosysteem (productiviteit, turbiditeit) en de ruimtelijke karakteristieken van het ecotoop (oppervlakte, connectiviteit) kan een verwachting worden opgesteld over de daar aanwezige fauna. Het gebruik van voorspellingsmodellen kan hierbij een cruciale rol spelen. Voorwaarde is dat een voldoende ruime empirische basis voor een eco-regio kan worden gevonden, om een dergelijke modellering met succes uit te voeren. 53

58 Ecosystem Habitats Communities Figuur 30. De drie beoordelingsniveaus macrobenthos in overgangswateren binnen de hiërarchische, schaalafhankelijke benadering en hun onderlinge verbanden. De voorgestelde benadering is multimetrisch, houdt rekening met van nature variërende niveaus van fysische en chemische stress, en kan, mits voldoende empirische basis kan worden verzameld, specifiek gemaakt worden voor verschillende typische stressoren. Zij is bovendien expliciet met betrekking tot ruimtelijke en temporele schalen. De multimetrische aanpak kan worden samengevat in gemakkelijk communiceerbare indicatoren, terwijl de onderliggende componenten zichtbaar kunnen blijven, en dus een interpretatie van de afwijking van de norm inzichtelijk kunnen maken Ecosysteemniveau (Niveau 1) Referentiebeeld Op het hoogste niveau wordt gekeken naar de functionele rol van het macrobenthos in het ecosysteem. Vanuit dit oogpunt geldt het volgende referentiebeeld waar de macrobenthische component in balans is met de primaire productie en de andere (pelagische) grazers. Zo een balans kan getypeerd worden als een dynamisch evenwicht waar de verschillende trofische groepen tegelijkertijd dan wel achtereenvolgens een belangrijk deel van de koolstofflux voor hun rekening nemen. Per definitie gebeurt de beoordeling op deze schaal op het niveau van een volledig watersysteem en het is dan ook niet zinvol een bepaalde indicator toe te passen op een klein deelgebied. Het overgangswater vormt een continuüm dat op procesniveau van nutriënten transport en transformatie in zijn geheel benaderd zou moeten worden. Binnen deze opdracht is de Zeeschelde onderverdeeld in vier waterlichamen en het volledige overgangswater in zeven deelgebieden. Dit is dus niet compatibel met de conceptuele definitie van onze indicator op het ecosysteemniveau. Het enige mogelijke onderscheid binnen het continuüm dat toegepast kan worden met behoud van enige betekenis voor de indicator betreft het apart benaderen van het zoetwatergetijdengebied. De primaire producenten uit de zoete zone vertonen meer gelijkenissen met en worden meer beïnvloed 54

59 door de rivieren en verschillen grondig van de primaire producenten van de zoute zone die meer gelijkenissen vertonen met en beïnvloed worden door de kustecosystemen. Het zoetwatergetijdengebied wordt gescheiden van de mariene zone door een overgangsgebied (de oligohaliene zone), die door Soetaert et al. (1994) is beschreven als de salinity stress mortality zone waar beide mariene en zoetwater fytoplanktonsoorten geconfronteerd worden met de voor hen funeste zoet/zout gradiënt. De gemiddelde nettoproductie in deze zone is negatief (Soetaert et al., 1995) en Soetaert & Herman (1995) concluderen, op basis van een koolstofbalansmodel, dat sedimentatie en respiratie door andere organismen dan bacteriën verwaarloosbaar is in deze turbiditeitszone (zie verder). Zonder rekening te houden met de gebieden stroomopwaarts en afwaarts, past het functioneren van dit gebied (waterlichaam A tussen de Belgisch/Nederlandse grens en Burcht) niet binnen de conceptuele benadering van deze indicator op het eerste niveau. Daarom zal het toepassen van deze indicator beperkt blijven tot het zoetwatergetijdengebied van de Zeeschelde (waterlichamen B, C en D). Voor de zijrivieren van de Zeeschelde en de Ijzermomding is, door gebrek aan gegevens, de toepassing van de indicator op dit eerste niveau momenteel niet mogelijk Indicator Ysebaert & Herman (2004) en Escaravage et al. (2004) hebben op dit niveau een indicator ontwikkeld uitgaande van de verhouding tussen de systeem-gemiddelde biomassa aan macrobenthos en de systeem-gemiddelde primaire productie. Herman et al. (1999) toonden, op basis van een wereldwijde compilatie van estuariene systemen, de aanwezigheid van een robuuste relatie tussen systeem-gemiddelde totale bodemdierbiomassa en systeemgemiddelde primaire productiviteit (pelagische + benthische primaire productie). Deze relatie geeft aan dat in ondiepe, goed gemengde estuaria tussen 5% en 25% van de jaarlijkse primaire productie door macrobenthos geconsumeerd wordt. Deze relatie werd door Escaravage et al. (2004) verder aangevuld met nieuwe literatuur data, experimentele data en model data (Figuur 31) en gebruikt voor het opstellen van een MEP/GEP voor de Westerschelde. Escaravage et al. (2004) geven ook enkele voorbeelden van hoe systemen in onbalans kunnen komen onder invloed van bepaalde ingrepen of gebeurtenissen. Voorbeelden van een verstoord evenwicht zijn San Francisco Bay (na 1980) en de Seine waar respectievelijk macrobentische grazers (door de introductie van een exotische soort Potamocorbula amurensis) en zooplankton (door de het enorme verlies aan intergetijdengebied en daaraan gekoppeld een zeer lage systeem-gemiddelde benthosbiomassa) het overgrote deel van de systeem-gemiddelde productie monopoliseren. 55

60 System averaged macrofauna biomass (g.afdw.m -2 ) Mesocosm high grazing Model high grazing YT GR y = 0.08x OS WS2 R 2 = 0.68 SO B2 B graz: P prim =1/10 EW VM 20 BISFB SF2 LIS BF LY 10 ED SE 0 COL System primary production (gc.m -2.y -1 ) Model low grazing Mesocosm low grazing Figuur 31. Relatie tussen de systeem-gemiddelde macrobenthische biomassa en de primaire productie in ondiepe, goed gemengde estuariene systemen (aangepast door Escaravage et al. (2004) naar Herman et al. (1999)). Estuaria worden aangeduid met de volgende afkortingen: YT-.Ythan estuary, GR-.Grevelingen, OS-.Oosterschelde,, BI-.Balgzand (70 s), B2-.Balgzand (80 s), BF-.Bay of Fundy, EW-.Eems outer side, ED-.Eems inner side, VM-.Veerse Meer, SFB-.San Francisco Bay, SF2-.San Francisco Bay after invasion by Potomocorbula, LY-.Lynher estuary, WS2-.Wadden Sea, COL-.Columbia river, LIS-.Long Island Sound, CB.Chesapeake Bay, SO-.Somme estuary, SE Seine estuary. De aangeduide lijnen staan voor de Bgraz: Pprim ratio waarde 1/10 en de resultaten van mesocosm en model experimenten (uit Escaravage et al., 2004) Primaire productie in het Schelde-estuarium Pelagiale bronnen De beschikbare gegevens over de primaire productie van het fytoplankton in de Schelde zijn vrij beperkt en daardoor zit er een grote marge van onzekerheid rondom de hieronder geciteerde getallen. Soetaert et al. (1994) beschreven de Westerschelde en een deel van de Zeeschelde (van Vlissingen tot aan de Rupel) als een filter voor reactieve organische koolstof vanuit land, zee of interne productie. De eerste verliespost voor koolstof in het estuarium is de respiratie van het fytoplankton zelf. Door een ongunstig lichtklimaat (beperkte eufotische zone) als gevolg van de morfologie (relatief weinig ondiepe gebieden) en van de hoge turbiditeit, bereikt de pelagische primaire productie gemiddeld slechts 2% van zijn maximale waarde (Soetaert et al., 1994). Het overgrote deel van de koolstoffixatie (Bruto Primaire productie) wordt gerealiseerd dicht bij het oppervlak en wordt vervolgens gerespireerd wanneer het fytoplankton in de zwak verlichte onderlagen van de waterkolom gedreven wordt. Het verschil tussen deze twee termen Bruto primaire productie en Respiratie is de Netto primaire productie, d.w.z. de koolstof die daadwerkelijk geïncorporeerd wordt in levende biomassa. Dat is de fractie die van belang is voor de potentiële grazers (filter feeders), waaronder het macrobenthos zoals geïllustreerd door de Primaire productie / Bodemdieren Biomassa relatie aangetoond door Herman et al. (1999) (zie boven). 56

61 Een vergelijking tussen de bruto en netto primaire productie in het Schelde-estuarium is gemaakt (Figuur 32), gebaseerd respectievelijk op de studies van Spaendonk et al (1993), Muylaert et al. (1999) en Soetaert et al. (1994). De OMES-compartimenten verwijzen naar de deelgebieden die voor het OMES-model gebruikt worden (de Belgisch-Nederlandse grens bevindt zich tussen compartiment 8 en 9). Bruto / Netto Primaire Productie Bruto PP (Spaendonk ea/muylaert) Netto PP (Soetart ea) Netto PP (Muylaert) 400 gc m -2 j OMES Compartiment Figuur 32. Brutto en netto primaire productie (respectievelijk BP en NP) in het Schelde estuarium gemeten en/of berekend door Spaendonk et al. (1993) (BP compartimenten 1-8), Muylaert et al (1999) (BP compartimenten 9-20 en NP compartimenten 14-20), Soeataert et al. (1994) (NP compartimenten 1-13). Berekeningen uitgevoerd door Soetaert et al. (1994) en Muylaert (1999) duiden op de hoge (bruto) productiewaarden in de meso- olighohaliene overgangszone (OMES 9-12); deze productie is veeleer het gevolg van de omvangrijke biomassa aan algen die geïmporteerd wordt vanuit de Schelderivier en haar zijtakken dan van de groei van lokaal geproduceerd fytoplankton. Dit gebied is beschreven door Soetaert et al. (1994) als de salinity stress mortality zone waar zowel marien als zoetwaterfytoplanktonsoorten geconfronteerd worden met de voor hen funeste zoet/zout gradiënt. De gemiddelde nettoproductie over dit gebied is negatief (Soetaert et al, 1995) en Soetaert & Herman (1995) concluderen, op basis van een koolstofbalansmodel, dat sedimentatie en respiratie door andere organismen dan bacteriën verwaarloosbaar is in deze turbiditeitszone. De hoogste nettoproducties worden waargenomen in de zoetwaterzone (OMES 15-20), veroorzaakt door de hoge nutriëntenconcentraties aanwezig in dit gebied. Door Adriaensen et al. (2005) zijn recent modelberekeningen uitgevoerd naar de huidige primaire productie op basis van de monitoringgegevens over chl a concentraties ( ). Drie verschillende modellen werden gebruikt. Ondanks de variatie in output afhankelijk van het gebruikte model laten de resultaten zien dat de primaire productie van jaar tot jaar 57

62 gevoelig kan variëren. Gemiddeld geven Adriaensen et al. (2005) een pelagische netto primaire productie van 375,7 g C.m -2.y -1. Benthische primaire produktie Er zijn vrij weinig gegevens over de benthische productie door fytobenthos in het Scheldeestuarium; niettemin laat de beschikbare informatie toe om een schatting te maken van het aandeel van het fytobenthos in de productie op systeemniveau. Door het geringe doorzicht blijft de benthische primaire productie beperkt tot het intertidale domein tijdens de perioden van droogval (Colijn & de Jonge 1984). Bijgevolg zal het aandeel van microfytobenthos in de systeem-gemiddelde primaire productie een lineaire functie zijn van het intertidale oppervlak. Volgens Stikvoort et al. (2003) bereikt de intertidale zone ca 25% van het totale oppervlak in de Westerschelde in Dit getal is dicht bij het aandeel van het microfytobenthos in de totale primaire productie zoals berekend (37%) door Soetaert & Herman (1995) in hun schatting van de koolstofflux voor de hele Westerschelde. De Jong & de Jonge vonden dat 17% van de systeem-gemiddelde primaire productie afkomstig was van het microfytobenthos en suggereerden dat het aandeel van microfytobenthos beduidend hoger zou moeten zijn in de meer troebele delen van het estuarium. Adriaensen et al. (2005) gebruikten (model)berekeningen op basis van de relatie tussen chl a, mediane korrelgrootte en hoogteligging en bekomen voor de Zeeschelde een gemiddelde benthische primaire productie van 17,75 g C.m -2.y Maatlat op ecosysteem niveau Door Escaravage et al. (2004) werden reeds KRW-klassengrenzen en bijhorende ecologische kwaliteitsratio s afgeleid als afwijking ten opzichte van de relatie opgesteld tussen de macrofaunabiomassa en de systeem-gemiddelde primaire produktie (Figuur 33). De 1:10 waarde van de Biomassa benthos : Primaire Productie ratio (gafdw/m²:gc/m²/j) werd beschouwd als een optimale toestand kenmerkend voor het (dynamisch) evenwicht tussen de primaire productie en de gebruikers daarvan. Vanaf deze waarde zijn de afwijkingen in de richting van extremen, overgenomen uit veld en experimentele observaties, gebruikt voor het beoordelen van het watersysteem (zie hierboven; voor meer details zie Escaravage et al. 2004). 58

63 System averaged macrofauna biomass (g AFDW m -2 ) 80 Bad Poor Moderate GEP 1: :1 1:2.5 1:5 2: :15 50 GEP 40 1:20 30 Moderate 20 1:40 Poor 10 1:100 Bad System primary production (gc m -2 y -1 ) Ecological status MEP GEP MODE- RATE POOR >2/15 <1/5 >1/5 <1/2.5 >1/2.5 <1/1 B macro : P prim gafdw m 2 /gcyr -1 >1/15 <2/15 <1/15 >1/20 <1/20 >1/40 <1/40 >1/100 BAD >1/1 <1/100 Figuur 33. Maatlat en afbakening van de klassengrenzen van het MEP, GEP, en de matige (moderate), slechte (poor) en zeer slechte (bad) toestand voor de relatie tussen Biomassa benthos en Primaire Productie. Bemerkingen: De hierboven beschreven relatie is opgesteld voor in hoofdzaak zoute overgangswateren (Herman et al. 1999). De vraag is nu of dergelijk verband ook voor zoete overgangswateren geldt. Er zijn duidelijk argumenten die een dergelijke relatie ook voor zoetwatergetijdengebieden aannemelijk maakt. Het verband drukt immers een trofische link uit tussen voedselbron en de organismen die ervan leven. Die link wijst op een rendement van gemiddeld 10% tussen de twee schakels in de voedselketen, wat als normaal kan beschouwd worden. Toch kan men de vraag stellen of in het zoetwatergetijdengebied specifieke omstandigheden gelden waardoor een ander verband zou kunnen verwacht worden. Dit is met de huidige kennis van het functioneren van zoetwatergetijdengebieden niet éénduidig te beantwoorden. Adriaensen et al. (2005) geven een aantal verschilpunten aan tussen beide systemen maar komen ook niet tot éénduidige conclusies. De biomassa in zoute wateren wordt in belangrijke mate bepaald door de aanwezigheid van filterfeeders zoals kokkels, mosselen en oesters (vaak tot 80% van de totale biomassa). Deze komen vaak voor in banken met lokaal zeer hoge biomassa s. De vraag is of bij goede ecologische condities ook banken van filterfeeders in de Zeeschelde kunnen voorkomen. Adriaensen et al. (2005) hebben dan ook de relatie tussen systeemgemiddelde benthosbiomassa en de gemiddelde primaire productie berekend met en zonder inbegrip van de filterfeeders (Figuur 34). Uiteraard verandert hierdoor de helling sterk en is de gemiddelde benthosbiomassa bij eenzelfde niveau van productie veel lager wanneer filterfeeders niet meegenomen worden. Het is echter niet te verwachten dat helemaal geen filterfeeders zullen voorkomen in het zoetwatergetijdengebied. Indien het geschikte substraat aanwezig is, zijn een aantal exoten zoals de driehoeksmossel Dreissena polymorpha en de Aziatische korfmossel Corbicula fluminea zeker te verwachten in het zoetwatergetijdengebied van de Zeeschelde. De vraag blijft natuurlijk hoe om te gaan 59

64 met deze exoten. Ook zwanenmossels (Unionidae) kunnen in zoetwatergetijdengebieden een belangrijke biomassa vertegenwoordigen, zoals in het getijdengebied van de Hudson Bay is aangetoond (Strayer & Smith, 1996; Strayer et al., 1998). Deze zwanenmossels werden door de invasie van de driehoeksmossel (Dreissena polymorpha) wel negatief beïnvloed (Strayer & Smith, 1996). In hoeverre filterfeeders eenzelfde aandeel hebben als in zoute systemen moet echter nog meer in detail onderzocht worden. Probleem hierbij is dat zeer weinig biomassagegevens beschikbaar zijn voor zoetwatergetijdengebieden. In dit document wordt dan ook de relatie zoals opgesteld door Herman et al. (1999) en verder uitgewerkt door Escaravage et al. (2004) gehanteerd als referentie. Figuur 34. Relatie tussen systeemgemiddelde benthosbiomassa en de gemiddelde primaire productie, met en zonder inbegrip van filterfeeders. De gekleurde lijnen verwijzen naar verschillende scenario s: rood = huidige toestand, blauw = pristien scenario, geel = precollapse scenario (1950), groen = toekomstscenario (2015)). Uit Adriaensen et al., Voor meer details wordt naar dit rapport verwezen. 60

65 9.5.2 Habitat (niveau 2) Refentiebeeld Het referentiebeeld voor habitatten in de Zeeschelde wordt geschetst en afgeleid in hoofdstuk 7.1. Via hydromorfologische benadering werd voor elk relevant habitattype binnen de Zeeschelde berekend wat de benodigde oppervlakte per waterlichaam is om te voldoen aan de ondergrens van het MEP (Tabel 9). Momenteel zijn we niet in staat om eenzelfde berekening uit te voeren voor de zijrivieren van de Zeeschelde en het IJzer-estuarium, maar met de juiste gegevens kan dit op eenzelfde manier gebeuren. Tabel 9. Berekende minimum threshold -arealen voor het diep subtidaal (> 3 meter onder de GLW) water, ondiep subtidaal (< 3 meter onder de GLW) en slikken binnen de waterlichamen van de Zeeschelde, berekend op basis van het lokale verval tussen de bodem van de vaargeul en de HHWL (hydromorfologische benadering, zie hoofdstuk 7.1). Voor het ondiep subtidaal en het intertidaal zijn de relatieve proporties ten opzichte van de volledige rivierbedding (inclusief geulen en schorren) weergegeven. Waterlichamen Diep subtidaal (ha) Ondiep subtidaal ha (%) Slik ha (%) A 1702,0 517,9 (12) 549,5 (13) B 487,0 270,8 (13) 324,6 (15) C 205,2 247,5 (16) 255,8 (16) D 196,1 382,5 (17) 245,5 (11) Habitat typologie De zeven in deze studie onderscheiden waterlichamen binnen de Zeeschelde zijn voornamelijk bepaald op basis van de saliniteit, de getijamplitude. Deze zonering vormt het eerste niveau van onze habitat typologie. Ysebaert et al. (2002) hebben duidelijk aangetoond dat de distributie van macrobenthos, naast het zoutgehalte, ook medebepaald werd door diepte, sedimentsamenstelling (korrelgrootteverdeling) en stroomsnelheid. Het effect van deze omgevingsvariabelen is zichtbaar op verschillende ruimtelijke schalen (Ysebaert & Herman, 2002). Op een relatief grote ruimtelijke schaal toonden Ysebaert et al. (2003) aan dat in de Westerschelde grote verschillen in macrobenthos (soortensamenstelling, dichtheid, biomassa) kunnen waargenomen worden tussen het intergetijdengebied, het ondiepe subtidaal en het diepe subtidaal. Ook Mol et al. (1997) onderscheiden deze drie geomorfologische structuren in de Westerschelde en definiëren ze als volgt: Diep sublittoraal (Geul en geulbodem <NAP-5m)=> functie beperkt tot transport van water/stoffen. Ondiep sublittoraal (NAP-5m / NAP-2m)=> mogelijk leefgebied voor macrofauna Intergetijdengebied of littoraal (NAP-2m / NAP+2m)=> vestiging, groei en voortplanting van macrobenthos. We kunnen dan ook besluiten dat vanuit het oogpunt van de macrobenthische gemeenschap de verschillende estuariene habitatten zeer uiteenlopende ecologische functies vervullen. Het zijn met name de intergetijdengebieden en de ondiepe, subtidale gebieden, indien niet te dynamisch, die de rijkste bodemfauna bezitten. Door Escaravage et al. (2004) is gebruik gemaakt van de relatieve verhoudingen van de arealen diep subtidaal, ondiep subtidaal, 61

66 intergetijdengebied (slikken en platen) en schorren voor het opstellen van een MEP/GEP voor de Westerschelde. De uiteindelijke beoordeling gebeurde voor slikken, platen en ondiepwatergebieden; dit zijn ecologisch gezien de belangrijkste habitatten voor bodemdieren in de Westerschelde. Voor de Zeeschelde hanteren we een gelijkaardige benadering door gebruik te maken van de hydromorfologische benadering voor het toetsen van de ecologische status op het habitatniveau. Als indicatoren worden het areaal slik en het areaal ondiep subtidaal gebruikt; dit zijn ecologisch gezien de belangrijkste habitatten voor bodemdieren in de Zeeschelde Indicator en maatlat op habitatniveau Op habitatniveau wordt de uitkomst van de hydromorfologische benadering (habitatarealen in Tabel 9) vergeleken met de bestaande habitatverdeling in de verschillende waterlichamen van de Zeeschelde. Voor de zijrivieren van de Zeeschelde en de Ijzermonding maakt het gebrek aan gegevens de constructie van een indicator op habitatniveau momenteel niet mogelijk. Voor het slik worden de arealen zoals bekomen uit de hydromorfologische benadering als ondergrens voor het MEP beschouwd. In de instandhoudingsdoelstellingen voor de Zeeschelde, opgesteld door Adriaensen et al. (2005), wordt een extra areaal slikken van 500 ha nodig geacht om een goed functionerend ecosysteem te verkrijgen. Het totale areaal (huidig areaal ha) wordt als de ondergrens voor het GEP voor de slikken beschouwd (zie ook hoofdstuk 4.4 en 7.2.1). Op basis van de ondergrens van het GEP voor het areaal slik zijn dan vervolgens de grenzen bepaald voor een matige, slechte en zeer slechte toestand (Tabel 10). Dit wijkt overigens niet sterk af van wanneer ecologische klassen van gelijke omvang zouden gebruikt worden. In afwezigheid van enig inzicht voor de definitie van een ecologisch onderbouwde gradatie voor het ondiep subtidaal is ervoor gekozen om deze indicator in ecologische klassen van gelijke omvang te verdelen (Tabel 10). Tabel 10. Beoordelingsschaal voor het areaal ondiep subtidaal en slik voor de vier waterlichamen (A,B,C,D) binnen de Zeeschelde. De tabel geeft de begrenzing aan van de klassen (minimale areaalproportie) gebruikt voor het bepalen van de ecologische status (MEP, GEP, MATIG (MODERATE), SLECHT (POOR), en ZEER SLECHT (BAD)) voor het areaal aan ondiep subtidale en intertidale gebieden (slikken). ha Waterlichamen MEP GEP MODERATE POOR BAD ONDIEPE GEBIEDEN SLIK A > >..> >..> >..>128 <128 B > >..> >..> >..>67 <67 C > >..> >..> >..>62 <62 D > >..> >..> >..>95 <95 A > >..> >..> >..>152 <152 B > >..> >..> >..>89 <89 C > >..> >..> >..>70 <70 D > >..> >..> >..>68 <68 62

67 Bemerkingen: De beoordeling op het habitatniveau gaat momenteel uit van relatief grote geomorfologische eenheden: areaal slik en areaal ondiep subtidaal. Dit zijn potentieel belangrijke leefgebieden voor het macrobenthos maar binnen deze habitatten komt nog een range aan hydromorfologische condities voor. Onderzocht dient te worden in hoeverre een verfijning, bijv. het onderscheid tussen hoogdynamische en laagdynamische gebieden, mogelijk is. Ook zegt oppervlakte alleen nog niets over ecologische functionaliteit, en moeten factoren zoals connectiviteit en minimum oppervlakte mee in beschouwing genomen worden Karakteristieken van de Macrobenthische gemeenschappen (niveau 3) Referentiebeeld In de PROSES ontwikkelingschets 2010 voor het Schelde-estuarium wordt ten aanzien van soorten voor het thema natuurlijkheid het volgende geformuleerd (uit OS 2010, besluiten van de Nederlandse en Vlaamse regering, p. 19): De staat van instandhouding wordt als gunstig beschouwd wanneer: Blijkt dat de soort nog steeds een levensvatbare component is van zijn natuurlijke habitat, en dat vermoedelijk ook op lange termijn zal blijven; Het natuurlijk verspreidingsgebied van de soort niet kleiner wordt of binnen afzienbare tijd kleiner lijkt te zullen worden Er een voldoende groot habitat bestaat en waarschijnlijk zal blijven bestaan om de populaties op lange termijn in stand te houden. Meer concreet wil dit zeggen dat op basis van de (natuurlijke) abiotische karakteristieken, hun temporele variatie, de eigenschappen van het ecosysteem (productiviteit, turbiditeit) en de ruimtelijke karakteristieken van het habitat/ecotoop (oppervlakte, connectiviteit) de te verwachten soorten voorkomen in elk habitat. In deze toestand is de waterkwaliteit (sturende factor) gekenmerkt door de afwezigheid van zuurstofgebrek, de backgroundwaarden voor de meeste toxicanten (in water en bodem) en een relatief laag niveau aan zwevende stoffen. Karakteristiek voor zo n toestand is de hoge functionele diversiteit met de aanwezigheid van filter-feeders naast de, in een gestresste omgeving exclusieve dominantie van deposit feeders. De aanwezigheid van gevoelige soorten (indicatorsoorten) is ook kenmerkend in een dergelijke toestand van minimale stress. Het zuurstofgehalte van het water is een belangrijke parameter die het voorkomen van soorten bepaalt. Lage zuurstofconcentraties kunnen er toe leiden dat heel wat soorten niet kunnen overleven. Het is bekend dat de benthosdiversiteit in het zoetwatergetijdengebied van de Zeeschelde door de lage zuurstofconcentraties herleid is tot enkele zeer tolerante soorten voor zuurstofarme condities. Een preciese kwantificering van de relatie tussen zuurstof en soortendiversiteit is evenwel niet als dusdanig beschikbaar. Door Adriaensen et al. (2005) wordt op basis van literatuur de volgende instandhoudingsdoelstelling voor zuurstof geformuleerd: De minimale concentratie van opgeloste zuurstof in het pelagiaal van de Zeeschelde mag niet minder dan 5 mg O 2.l -1 bedragen in het zomerhalfjaar en mag niet minder dan 6 mg O 2.l -1 bedragen in het winterhalfjaar. Bestaande monitoringgegevens uit de brakke en polyhaliene Westerschelde zijn gebruikt als benadering voor de referentietoestand in de Zeeschelde en de Ijzermonding. Uit de referentiegegevens verzameld door Escaravage et al. (2004) voor de beoordeling van de 63

68 Westerschelde is er een selectie gemaakt van stations die representatief zijn voor de habitatten aangetroffen in de Zeeschelde en de Ijzermonding. Voor de Zeeschelde betreft het hier enkel de brakke zone die aansluit bij de brakke zone van de Westerschelde. Het betreft hier de Beneden Zeeschelde tussen de Belgisch/Nederlandse grens en Lillo. Het is niet mogelijk de indicator zoals opgesteld door Escaravage et al. (2004) voor de Westerschelde toe te passen op het zoetwatergetijdengebied van de Zeeschelde. Voor deze waterlichamen wordt een andere indicator voorgesteld Indicatoren en maatlatten zoals opgesteld door Escaravage et al. (2004) Hieronder wordt kort samengevat hoe de indicator is opgesteld door Escaravage et al. (2004) voor de Westerschelde. Voor meer details wordt verwezen naar dit rapport. Allereerst zijn door Escaravage et al. (2004) dertien ecotopen onderscheiden op basis van de saliniteit, diepte en sedimentkenmerken (slibgehalte) (Tabel 11). Als definitie voor ecotoop wordt aangehouden 'een geografische eenheid die binnen bepaalde grenzen homogeen is wat betreft de belangrijkste hydraulische, morfologische en fysisch-chemische omgevingsfactoren die relevant zijn voor de biota'. Binnen een bepaald ecotoop is ruimte voor een aantal organismen of een levensgemeenschap. Tabel 11. De 13 ecotopen onderscheiden door Escaravage et al. (2004 ) voor het toepassen van de KRW op de Westerschelde. Eco.# Ecotoop naam 1 Brackish, littoral, low/middle, high-dynamic 2 Brackish, littoral, low/middle, low-dynamic, muddy sediments 3 Brackish, littoral, low/middle, low-dynamic, sandy sediments 4 Brackish, sublittoral, deep 5 Brackish, sublittoral, shallow 6 Brackish, littoral, upper, muddy sediments 7 Brackish, littoral, upper, sandy sediments 8 Marine, littoral, low/middle, high-dynamic 9 Marine, littoral, low/middle, low-dynamic, muddy sediments 10 Marine, littoral, low/middle, low-dynamic, sandy sediments 11 Marine, sublittoral, deep 12 Marine, sublittoral, shallow 13 Marine, littoral, upper Van deze dertien ecotopen komen er respectievelijk zes en drie ecotopen voor in de Beneden Zeeschelde en de Ijzermonding. Met een gemiddelde saliniteit lager dan 18 hoort de Beneden Zeeschelde tot het brakke gebied van de ecotopenindeling. Op het ondiepe subtidale gebied na, zijn er voor de zes andere ecotopen (1,2,3,4,6,7 in Tabel 11) uit de brakke zone van de Westerschelde ook voldoende data beschikbaar voor de Beneden Zeeschelde om de indicator toe te passen. Met een gemiddelde saliniteit hoger dan 18 behoort de Ijzermonding tot het mariene domein van de ecotopenindeling. Van de zes ecotopen onderscheiden in de Westerschelde komen er enkel drie voor (9, 10, 13 in Tabel 11) in de Ijzermondingdataset die tot onze beschikking was. Voor het beoordelen van het voorkomen van het macrobenthos binnen elk ecotoop wordt gewerkt met drie sub-indicatoren: soortdiversiteit (aantal soorten en soortensamenstelling) biomassa dichtheid 64

69 Deze indicatoren worden in sterke mate beïnvloed door de bemonsterde oppervlakte en het aantal monsters dat genomen is. Tevens worden benthos monsters typisch gekenmerkt door een enorme ruimtelijke en temporele variabiliteit. Met deze onzekerheden is terdege rekening gehouden bij het opstellen van een Maximaal Ecologisch Potentieel per ecotoop. Aantal soorten Door middel van permutatietechnieken is een bandbreedte berekend voor het aantal te verwachten soorten in een gegeven bemonsteringsoppervlakte binnen elk habitat. In het kort, het vormen van alle mogelijke combinaties tussen de n beschikbare monsters in groepen van 1, 2,,n levert een distributie van de voorkomingsfrequenties van het aantal soorten als functie van het bemonsterde oppervlak (formules in Bijlage II). De vijfde percentiel (95% van de permutaties leveren een hogere waarde op) van deze distributie is gekozen als het minimale aantal soorten te vinden voor het MEP. Het MEP/GEP en bijhorende ecologische kwaliteitsratio s zijn opgesteld in functie van de afname ten opzichte van het minimum aantal te verwachten soorten. Hoe sterker de afname, hoe slechter de beoordeling. Op basis van literatuur is gebleken dat afnamen in het aantal soorten een robuuste indicator was voor de indeling van gebieden volgens de voorschriften van de Kaderrichtlijn Water (Escaravage et al., 2004). Afnamen van 75%, 50% en 30% van het aantal soorten ten opzicht van de MEP bleken geschikt te zijn voor gebruik als ondergrens voor respectievelijk de GEP, MATIG en SLECHT (Tabel 12 en formules in Bijlage II). Tabel 12. Klassenindeling voor de indicator aantal soorten. MEP GEP MODERATE POOR BAD 100% >75% >50% >30% (0) 0% Soortenlijst Zoals bij de indicator voor het aantal soorten zijn permutatietechnieken ingezet voor het bepalen van de kans van voorkomen van individuele soorten als functie van de bemonsterde oppervlakte binnen elk habitat. Voor elke bemonsterde oppervlakte zijn drie referentie soortenlijsten opgesteld als functie van de individuele kans van voorkomen: >90%, 90%<- <50% en <50% (% van monsters waar de soorten gevonden zijn). Voor elke lijst bestaat bovendien een zekere waarschijnlijkheid dat een fractie van de soorten in de lijst niet gevonden zal zijn. Dit zal voor zeldzame soorten groter zijn dan voor meer algemene soorten. Uit kansberekeningen bleek dat ca 15%, 30% en 80% van de soorten afwezig kon zijn (per toeval, <5% van de gevallen) uit de: >90%, 90%<-<50% en <50% lijsten respectievelijk (zie formule in kolom MEP in Tabel 8). Deze berekening is gebruikt om te bepalen hoeveel soorten van de drie lijsten aangetroffen moeten zijn om aan de MEPvoorwaarden te voldoen. De onderliggende klassen zijn berekend op basis van de MEP met dezelfde % klassegrenzen als voor het aantal soorten is gebeurd (Tabel 13). Opgemerkt dient te worden dat het een relatief tolerante indicator betreft, aangezien in de te beoordelen dataset de soort slechts één keer dient voor te komen en dus geen beoordeling gebeurt op de werkelijk waargenomen frequentie van voorkomen. 65

70 Tabel 13. Proportie van de standaard soortenlijsten (n is het aantal soorten per lijst) te verwachten voor de verschillende ecologische niveaus van de KRW (zie ook Bijlage II). Species list percentiles MEP GEP MODERATE POOR BAD 90% >0.86n-1.52 >75% of >50% of >30% of <30% of MEP MEP MEP MEP 50-90% >0.69 n-2.08 >75% of >50% of >30% of <30% of MEP MEP MEP MEP <50% >0.19n-1.72 >75% of >50% of >30% of <30% of MEP MEP MEP MEP Dichtheid en biomassa De MEP en bijhorende beoordeling voor dichtheid en biomassa is opgesteld in functie van de afwijking van de gemiddelde dichtheid en biomassa. Hierbij wordt rekening gehouden met zowel de variatie aanwezig in de referentiedataset als deze in de beoordelingsdataset. De volgende methode wordt toegepast. Aan de hand van een t-test wordt eerst bepaald of de dichtheid of biomassa gevonden in de beoordelingsdataset significant afwijkt van de referentiedataset. Indien geen significant verschil, wijkt de beoordelingsdataset niet af van het MEP. Indien significant verschillend, wordt minstens een verdubbeling of halvering in dichtheid of biomassa beschouwd als een zeer slechte toestand. Voor het bepalen van het GEP, de matige en slechte toestand wordt gekeken naar de procentuele afwijking ten opzichte van de referentiewaarde (Tabel 14). Tabel 14. Klasse-indeling voor het beoordelen van de ecologische status op basis van de dichtheid en biomassa (t-test). WFD classes Significance level Class boundaries MEP GEP MODERATE POOR BAD tcalc < ttable >75% of MEP <125% of MEP tcalc > ttable >50% of MEP <150% of MEP >25% of MEP <175% of MEP <25% of MEP >175% of MEP Indicator voor het zoetwatergetijdengebied Momenteel beschikken we niet over een geschikte referentie en indicator voor het zoetwatergetijdengebied. Voor de Kaderrichtlijn Water zijn momenteel twee beoordelingsmethodes beschikbaar: AeTI index ontwikkeld door Krieg (2005) voor het Elbe-estuarium referentie en concept-maatlat ontwikkeld voor zoet getijdenwater als onderdeel van referenties en concept-maatlatten ontwikkeld voor de Nederlandse rivieren (redactie: van der Molen, 2004). Beide worden kort toegelicht. 66

71 AeTI index (Krieg, 2005) Door Krieg (2005) is een AeTI (Aestuar-Typie-Index) index opgesteld voor het Elbeestuarium. Deze index is afgeleid van een index opgesteld voor de grote Duitse rivieren, de Potamon-Typie-Index (=PTI). Krieg (2005) heeft voor de beoordeling van de ecologische toestand van het Elbe-estuarium een open soortenlijst samengesteld als referentie. Hierbij werd het Elbe-estuarium onderverdeeld in drie waterlichamen, waarvan er zich twee in het zoetwatergetijdengebied bevinden (zie boven). In het meest stroomopwaartse gebied Type 20 (=Fließgewässertyp 20 sandgeprägter Tieflandstrom) geeft Krieg (2005) een soortenrijkdom van 153 soorten, terwijl voor het Type 22 (= Fließgewässertyp 22 Marschengewässer) 122 soorten beschreven worden; tezamen gaat het om 168 soorten. Voor elk van deze soorten is een zogenaamd Eco-Wert opgesteld, welke een indicatorwaarde is (dimensieloos getal van 1 tot 5) gebaseerd op zouttolerantie (hoe Aestuarspezifisch is een soort) en stromingsvoorkeur (hoe Flusstypisch is een soort). Zo krijgen typische brakwatersoorten een hoge Eco-Wert score, alsook rheobionte (stroomminnnende) soorten (Tabel 15). Tevens krijgen stenoke soorten (dit zijn soorten met een zeer specifieke voorkeur naar bijvoorbeeld substraat, stroming, temperatuur en zuurstof) ook een hoge indicatorwaarde. Algemene gedachtengang hierachter is dat soorten die een grote tolerantie ten aanzien van zoutgehalte vertonen (euryhaliene en holeuryhaliene soorten) en/of soorten die niet of bij uitzondering in stromend water voorkomen (limnobionte of limno-/rheophiele soorten) typisch soorten zijn die kunnen omschreven worden als generalisten of opportunisten (rstrategen). Tabel 15. Eco-Wert indicatoren volgens Krieg (2005). Op basis van de relatieve aantallen van elke soort in een monster en zijn indicatorwaarde (Eco-Wert) wordt dan via een bepaalde formule de AeTI-index berekend en verder omgezet naar een score en bijhorende kwaliteitsklasse. Voor meer details wordt verwezen naar Krieg (2005). Voorgesteld wordt om in de toekomst de index uit te breiden met een maat voor diversiteit. 67

72 Referentie en concept-maatlat voor zoet getijdenwater (van der Molen, 2004) In de referenties en concept-maatlatten voor Nederlandse rivieren is één van de watertypes zoet getijdenwater (uitlopers rivier) op zand/klei (R8) (van der Molen, 2004). De globale referentiebeschrijving voor dit watertype verschilt enigszins van het watertype zoals we dat in de Zeeschelde aantreffen. Het gaat om een type met een relatief klein getijverschil (0,3-1,9 m), relatief lage stroomsnelheden (< 50 cm/s). De habitatstructuren die in dit type voorkomen, zijn echter dezelfde als in de Zeeschelde: stroomgeulen, kreken, oeverwallen, zandplaten, slikken en schorren. Wat betreft biologie in het algemeen en macrofauna in het bijzonder, wordt het volgende door van der Molen (2004) vermeld. De levensgemeenschap van de intergetijdenzone bestaat uit soorten die zijn aangepast aan de invloed van de getijbeweging. Dit betekent aanpassing aan tijdelijke droogval, variaties in stroming en aan instabiele substraten. Door de extreme omstandigheden zijn deze wateren betrekkelijk soortenarm maar herbergen ze enkele zeer karakteristieke soorten en soortencombinaties. Er zijn migratiemogelijkheden voor fauna door middel van verbinding met andere beken en riviertjes. De macrofaunagemeenschap bevat een aantal karakteristieke soorten. Een voorbeeld daarvan is het getijdenslakje Mercuria confusa. De bloedzuigers Haemopsis sanguisuga en Trocheta bykowskii, en de vedermug Lipiniella arenicola zitten op droogvallende delen. De macrofauna van de zoete getijdenwateren onderscheidt zich van die van de licht brakke en brakke wateren door het voorkomen van een grotere diversiteit aan insecten en borstelarme wormen. De zoete intergetijdenzone herbergt een aantal zeer karakteristieke macrofaunasoorten die vrijwel geheel of zelfs geheel in hun verspreiding zijn aangewezen op het zoetwatergetijdengebied. De macrofaunagemeenschap van het stroombed van de diepe geulen is soortenarm met Driehoeksmossel (Dreissena polymorpha) en een aantal (stromingsminnende) borstelarme wormen (Propappus volki) en larven van vedermuggen (Kloosia pusilla). Op plaatsen met sterke stroming en een instabiel stroombed zijn de omstandigheden slecht. Op plaatsen met minder sterke stroming kunnen zich meer soorten handhaven. Hier zitten zoetwatermosselen, waaronder soorten van de stroommossels (Unioninae) en zwanenmossels (Anodontinae). Voor de beschrijving van de macrofauna in de referentiesituatie in zoet getijdenwater op zand of klei (type R8) maakt van der Molen (2004) gebruik van kenmerkende taxa en positief dominante taxa. Voor de andere klassen van de maatlat zijn daarnaast ook nog negatief dominante taxa benoemd. Toedeling van soorten aan de groepen indicatoren vindt plaats op grond van de eigenschappen van soorten. Negatief dominante soorten zijn soorten die bij dominant voorkomen een slechte ecologische toestand indiceren. Positief dominante soorten kunnen in de referentiesituatie dominant voorkomen. Deze staan vermeld in Tabel 16. Opvallend hierbij is dat verschillende exoten opgenomen zijn als positieve indicator (Corbicula fluminea, Dreissena polymorpha, Lithoglyphus naticoides). Kenmerkende soorten zijn soorten die in de referentiesituatie bij uitstek in het betrokken watertype voorkomen. De soortenlijst met kenmerkende soorten bedraagt in totaal 85 soorten. 68

73 Tabel 16. Positief en negatief dominante indicatoren van R8 (uit van der Molen, 2004) De maatlat die voorgesteld wordt door van der Molen (2004) gaat uit van de samenstelling en dichtheid van de macrofauna en koppelt de taxonlijst van een bepaalde locatie met de hierboven beschreven indicatorlijsten en is opgebouwd uit drie deelmaatlatten: DN % (abundantie); het percentage individuen behorende tot de negatief dominante indicatoren; KM % (aantal taxa); het percentage kenmerkende taxa; KM % + DP % (abundantie); het percentage individuen behorende tot de kenmerkende en positief dominante indicatoren. Na het berekenen van de deelmaatlatten wordt met behulp van Tabel 17 per deelmaatlat een score bepaald. De scores voor de drie individuele deelmaatlatten worden gesommeerd tot een totaal score met overeenkomende kwaliteitsklasse (Tabel 18). Naar veldprotocol vermeldt van der Molen (2004) dat de monsters waarmee de scores worden bepaald mengmonsters zijn per waterlichaam, waarin de belangrijkste voorkomende natuurlijke habitats zijn vertegenwoordigd, inclusief stortstenen oevers en kribben. De maatlat is gebaseerd op najaarsmonsters. 69

74 Tabel 17. Overzicht van de deelmaatlatten die zijn opgenomen in de maatlat voor watertype R8 met bijbehorende getalswaarden voor de begrenzing van de score. Uit: van der Molen (2004). Tabel 18. Grenzen voor de omzetting van de totaal score op de maatlat naar een kwaliteitsklasse. Uit: van der Molen (2004). Toepassing van de beoordelingsmethodes op de Zeeschelde 1. De vraag is nu in hoeverre de twee hierboven beschreven beoordelingsmethodes kunnen toegepast worden in het zoetwatergetijdengebied van de Zeeschelde en zijrivieren. Naar typologie vertoont het Elbe-estuarium meer gelijkenissen met de Zeeschelde dan het zoet getijdenwater uit van der Molen (2004). Met name het getijverschil en de stroomsnelheden zijn gelijkaardig voor de Elbe en de Zeeschelde. Om hierover een meer gedetailleerd beeld te krijgen zou aanvullend onderzoek nodig zijn, met name naar het voorkomen van de verschillende habibattypes in beide systemen. 2. In ieder geval vormen de referentiesoortenlijsten van beide systemen een houvast van welke taxa en soorten in de Zeeschelde verwacht kunnen worden. Historische gegevens zijn niet beschikbaar en de huidige toestand is zo slecht dat dit geen houvast biedt wat betreft referentie. Het is echter momenteel nog onduidelijk hoe in beide studies deze referentielijsten zijn opgesteld. Dit dient nader onderzocht te worden. 3. In beide studies worden de soorten uit de referentielijst ingedeeld in verschillende klassen op basis van een indicatorwaarde. De toekenning van een bepaalde indicatorwaarde aan een soort is echter niet geheel duidelijk. Dit dient nader bekeken te worden. Verder is het de vraag of de gebruikte indicatoren en de daaruit afgeleide 70

75 maatlat(ten) toepasbaar zijn op een getijdengebied als de Zeeschelde. De benadering van Krieg (2005) lijkt ons enerzijds beperkt (tolerantie of gevoeligheid ten aanzien van het zoutgehalte) en anderzijds niet geheel relevant (stromingsvoorkeur). Deze benadering is een benadering die voortkomt uit het beoordelen van de ecologische toestand van rivierecosystemen. Zoals reeds eerder gesteld is het functioneren van een getijdengebied fundamenteel anders dan dat van een rivierecosysteem. De maatlat van van der Molen (2004) maakt gebruik van indicatorsoorten en hun relatieve aanwezigheid (aantal individuen) in een monster, waarbij de indicator voornamelijk gericht lijkt te zijn op waterkwaliteit. In hoeverre de maatlat ook gevoelig is voor andere stressoren is niet duidelijk en moet nader onderzocht worden. Beide maatlatten maken ook enkel gebruik van indicatorsoorten, en niet van andere indices zoals diversiteit en biomassa. Beide beoordelingssystemen maken evenmin gebruik van andere niveaus, zoals het habitatniveau en het ecosysteem niveau in deze studie. In het tijdsbestek van deze opdracht was het niet mogelijk om een volledige maatlat te ontwikkelen voor het zoetwatergetijdengebied. Een interessante piste zou zijn om te kijken in hoeverre datasets aanwezig zijn en beschikbaar kunnen gesteld worden uit het Elbe-estuarium om een gelijkaardig systeem op te stellen als voor de Westerschelde Integratie van de (sub-)indicatoren tot een indicator Voor de integratie van de verschillende sub-indicatoren en indicatoren (ecosysteem, habitat, gemeenschap) is gekozen voor het gebruik van gemiddeldes op elk niveau. Dit is mogelijk gemaakt door de toekenning van een numerieke waarde voor elke beoordelingsklasse. Deze waarde (ecologische score) is de waarde waarmee de indicator uit de toets komt. Die is vervolgens gebruikt voor het berekenen van de gemiddeldes tussen de verschillende niveaus. Onderstaand schema (Figuur 35) geeft een overzicht van de indicatoren en sub-indicatoren met hun onderliggende verbanden zoals hierboven beschreven. De overall indicator, dit is de overkoepelende indicator die één beoordeling geeft voor het volledige waterlichaam, is het resultaat van de combinatie van de indicatoren opgesteld voor de drie niveaus van onze hiërarchische benadering: Ecosysteem, Habitat en Gemeenschap. Deze indicatoren zijn op zich dan weer het resultaat van een integratie van één of meerdere sub-indicatoren op onderliggende niveaus. Deze sub-indicatoren zijn simpelweg gemiddeld om een beoordeling per indicator te bekomen. Op het hoogste niveau van integratie, d.i. de combinatie van de drie indicatoren tot een overkoepelende indicator, hebben we een wegingsfactor toegepast die rekening houdt met de gevoeligheid van desbetreffende indicator voor stressoren. Veranderingen in bodemdiergemeenschappen die binnen een ecotoop optreden, kunnen een respons op stressoren zijn die niet van invloed zijn op het Ecotoopniveau. Dat kan bijvoorbeeld een effect van een verslechtering in water- of sedimentkwaliteit zijn of een verandering in temperatuur. Veranderingen in de ecotopendistributie (grootte en verhouding) zullen ook veranderingen in de bodemdiergemeenschap induceren, maar dit eerder op het niveau van het volledige waterlichaam. Deze veranderingen zullen veeleer het resultaat zijn van ingrepen in de morfologische en hydrodynamische condities dan wel een verandering in waterkwaliteit weerspiegelen. De indicatoren die representatief zijn voor het Gemeenschapsniveau (Binnen- Ecotoopniveau) en het Ecotoopniveau kunnen dan ook veralgemenend beschouwd worden als tracers van verstoringen in waterkwaliteit dan wel morfodynamiek. Zij krijgen dan ook eenzelfde gewicht toegewezen in de overkoepelende beoordeling. Hierbij dient wel opgemerkt te worden dat factoren zoals habitatgrootte, ruimtelijke organisatie, connectiviteit, 71

76 enz. ook een invloed kunnen hebben op populaties, maar hierover is momenteel te weinig kennis voorhanden. Overall indicator Ecosystem scale Ecotope scale Prim-P: Macro-B Sandflats% Mudflats% Shallow subtidal% Mussel banks ha Within ecotope scale Diversity Number of species Species list Density Biomass >90% list 50-90% list <50% list Figuur 35. Hiërarchische structuur van de indicatoren en sub-indicatoren. De indicator op het niveau van het ecosysteem kan beschouwd worden als een interactieterm tussen de processen die plaatsvinden tussen en binnen de ecotopen, maar heeft ook een relatie met het functioneren van de rest van het ecosysteem, met name met het pelagische compartiment. Het integreert dan ook een scala aan interactieve processen waaraan het systeem zich tracht aan te passen. Enkel een overschrijding van een bepaalde buffercapaciteit (d.i. de resilience van het systeem) zal een significante shift in deze indicator veroorzaken. Als dusdanig is de B macrof :P prim indicator (Macrofauna gemiddelde biomassa/systeem gemiddelde productie) een relatief robuuste parameter, maar met een sterke signaalfunctie. Een significant waargenomen afwijking is een sterk signaal dat het systeem uit evenwicht is. Omwille van zijn robuustheid wordt voorgesteld deze indicator een gewicht van 1 toe te kennen. De uiteindelijke, overkoepelende indicator (ECO 3 BEN), wordt dan als volgt berekend: ECO 3 BEN = [(1 * IND Ecosystem ) + (2 * IND Ecotope ) + (2 * IND Within-Ecotope )]/5 72

77 Een overzicht van de indicatoren en sub-indicatoren met bijhorende maatlatten staan weergegeven in onderstaande tabel (Tabel 19). De weging wordt dus enkel toegepast op het hoogste integratieniveau, d.i. bij de integratie van de drie indicatoren. Tabel 19. Overzicht van de indicatoren en sub-indicatoren gebruikt in de hiërarchische benadering, tezamen met hun ecologische beoordeling. SCALES Ecosystem Scale* Ecotope Scale Within Ecotope Scale Weighing factor Ecological status MEP GEP MODE- RATE POOR B macro : P prim % Ondiep %Slik Macro. diversity Macro. GAFDW m 2 /gcyr -1 density >2/15 <1/5 >1/5 <1/2.5 >1/2.5 <1/1 >1/15 <2/15 <1/15 >1/20 <1/20 >1/40 <1/40 >1/100 BAD >1/1 <1/100 Zie Tabel 10 S MEP * >S MEP x0.75 >S MEP x0.50 >S MEP x0.30 Macro. biomass Ecological Quality Ratio t calc <t table t calc <t table 1 <1 <0.75 <0.75 >0.5 <0.5 >0.30 <S MEP x0.30 t calc > t table t calc > t table <0.30 S mep = de MEP standaard die het minimale aantal te verwachten soorten vertegenwoordigt voor een welbepaald ecotoop (zie Tabel 7 en 8 in het rapport en formules in bijlage). * EQR voor B macro :P prim < 1/15= B macro :P prim /1:15; voor B macro :P prim > 2/15= (B macro :P prim /2:15) -1. Het grote voordeel van de hiërarchische benadering met zijn verschillende indicatoren en subindicatoren is dat op een overzichtelijke manier kan beoordeeld worden waar mogelijke knelpunten zich voordoen. Het is immers pas op het einde dat een algemene beoordeling, zoals gevraagd door de Kaderrichtlijn Water, gegeven wordt. Voldoet die beoordeling niet aan een goede ecologische toestand of een goed ecologisch potentieel (GEP), kan op eenvoudige manier nagegaan worden waar knelpunten zich situeren en waar dan ook maatregelen door de beheerder dienen genomen te worden om de toestand te verbeteren. 9.6 Toepassing van de indicator op de Zeeschelde Ecosysteemniveau (Zones B, C, en D geïntegreerd) Voor het toetsen van de indicator op het ecosysteemniveau in de Zeeschelde is er gebruikt gemaakt van een recente primaire productie schatting (pelagisch + benthisch) berekend in Adriaensen et al. (2005) van ± 400 g C.m -2.j -1 gemiddeld over de waterlichamen B tot D. De gemiddelde benthosbiomassa in deze zone wordt geschat op 1,56 g AFDW.m -2. Tabel 20. Evaluatie van de ecologische status en score op het ecosysteem niveau. System primary production (g C m -2 y -1 ) Average macrofauna biomass (g AFDFW m -2 ) B macro: P prim ratio in data B macro: P prim ratio in MEP Ecological status Ecological score /15< <2/15 BAD 5,85 73

78 Met een waarde van 0,004 is de huidige ratio een orde van grootte kleiner dan de ondergrens van de MATIGE status; de indicator krijgt 5,85 als ecologische score (ZEER SLECHT) (Tabel 20). Voor de huidige primaire productie zouden de macrofaunabiomassa s gelijk aan 4, 10, 20 en 26,7g AFDW.m -2 moeten zijn om de indicator aan de ondergrens van respectievelijk Poor, Moderate, GEP en MEP status te brengen. Bij lagere waardes van primaire productie, welke bij een toekomstige verlaging in nutriëntenbelasting te verwachten zijn, zal de overeenkomstige te verwachten benthosbiomassa ook lager zijn (zie Adriaensen et al., 2005) Habitatniveau (Waterlichamen A, B, C en D) Voor het toetsen van de indicator op het tweede niveau (habitat) is er gebruikgemaakt van het huidige areaal van de verschillende habitatten in de vier onderscheiden waterlichamen van de Zeeschelde (Data IN op basis van benthoskaart na correctie) (Tabel 21). Het oppervlak aan ondiepe gebieden haalt de status MATIG in waterlichaam A en SLECHT in waterlichamen B en C en ZEER SLECHT in waterlichaam D. Voor de hele Zeeschelde (op basis van het gemiddelde van de vier scores voor de afzonderlijke waterlichamen) zijn de ondiepe gebieden gekenmerkt door een SLECHTE status. Eenzelfde trend wordt waargenomen voor de slikken: MATIG in waterlichaam A, SLECHT in waterlichaam B en ZEER SLECHT in waterlichaam C en D. Over de hele Zeeschelde (op basis van het gemiddelde van de vier scores voor de afzonderlijke waterlichamen) komt de indicator voor areaal slik met een waarde van 33,5 op SLECHT. Tabel 21. Beoordeling voor de indicator op het tweede niveau (habitat). De arealen van Ondiep subtidaal en Slik in elk waterlichaam zijn vergeleken met de grenswaarden voor klassen van ecologische status zoals weergegeven in Tabel 10. EQR uitgedrukt in % Waterlichamen Habitat ha Beoordeling Score A B C D ondiep slik Geheel ondiep slik Geheel ondiep slik Geheel ondiep slik Geheel MODERATE 66 MODERATE MODERATE POOR 45 POOR POOR POOR 43 BAD BAD BAD 19 BAD BAD Gemideld. Ondiepe Gebieden POOR Gemideld. Slik POOR 33.5 Indicator Niveau 2 POOR

79 De overkoepelende habitatindicator (op basis van het gemiddelde van de vier scores voor de afzonderlijke waterlichamen) krijgt vervolgens een waarde van 38,4 % en haalt daarmee een beoordeling SLECHT. De tabel toont duidelijk aan waar de knelpunten zich situeren. Met name in stroomopwaartse richting stellen we vast dat de beoordeling van zowel het areaal aan ondiep subtidaal als het areaal aan slikken verslechtert. Als we de Zeeschelde als één waterlichaam beoordelen, bekomen we een MATIGE toestand. Deze is beter dan de SLECHTE toestand op basis van de gemiddeldes, omwille van de relatief grote oppervlakte in waterlichaam A die een MATIGE toestand heeft Gemeenschap niveau (Waterlichaam A) Er is geopteerd om voor de beoordeling enkel data te gebruiken uit de zone nabij de Belgisch/Nederlandse grens, de Beneden Zeeschelde tussen Liefkenshoek en de grens. Deze zone sluit qua typologie nauw aan bij de mesohaliene zone van de Westerschelde. Meer stroomopwaarts begint het macrobenthos sterk te veranderen, onder meer door de verdere afname van het zoutgehalte (zie verder). In totaal zijn 481 monsters, verzameld tussen 1991 and 2001 op het Groot Buitenschoor, Paardenschor en Galgenschoor in de Beneden Zeeschelde, gebruikt voor het toetsen van de indicator op het derde niveau. Om de effecten van seizoen op de gemeenschap buiten beschouwing te houden is er, net als in de referentie, een selectie gemaakt van najaarsmonsters. Dit was ook de gekozen procedure tijdens onze eerdere beoordeling voor de Westerschelde. Zes ecotopen zoals gedefinieerd door Escaravage et al. (2004) zijn vertegenwoordigd in deze selectie (Tabel 22, Figuur 36). Met een gemiddelde saliniteit lager dan 18 hoort de Beneden Zeeschelde tot het brakke gebied van onze ecotopenindeling. Op het ondiepe subtidale gebied na, zijn de zes andere ecotopen (1,2,3,4,6,7 in Tabel 22) uit het Westerschelde brakke gebied ook aangetroffen in de dataset van de Beneden Zeeschelde. Tabel 22. De 6 ecotopen vertegenwoordigd in de monsterselectie van de Beneden Zeeschelde. ECOTOPE_ID ECOTOPE Naam Aantal monsters 1 Brackish midlow-littoral[hdyn] Brackish midlow-littoral[ldyn]_muddy 38 3 Brackish midlow-littoral[ldyn]_sandy 48 4 Brackish sub-littoral deep 61 6 Brackish upper-littoral_muddy 94 7 Brackish upper-littoral_sandy

80 Figuur 36. Aanduiding van de stations in de Beneden Zeeschelde met onderscheid van de ecotopen Soortenaantal Met de uitzondering van ecotoop 3, beoordeeld als MATIG, krijgen alle andere ecotopen een goede (GEP) tot zeer goede (MEP) beoordeling (Tabel 23). Gemiddeld over de zes ecotopen krijgt de indicator een waarde van 92 overeenkomstig met een GEP-beoordeling voor het aantal soorten gevonden in de Beneden Zeeschelde. Hieruit kan geconcludeerd worden dat in de brakke zone van de Zeeschelde eenzelfde aantal soorten wordt aangetroffen als in de brakke zone van de Westerschelde. Tabel 23. Lijst van de ecotopen waargenomen in de Beneden Zeeschelde met, voor de bemonsterde oppervlakte het aantal gevonden soorten en de minimale aantallen te vinden voor het bereiken van de MEP, GEP, MODERATE, POOR ecologische klassen. Ecotoop Brackish midlowlittoral[hdyn] Brackish midlowlittoral[ldyn]_muddy Brackish midlowlittoral[ldyn]_sandy Brackish sublittoral deep Brackish upperlittoral_muddy Brackish upperlittoral_sandy Ecotoop # Surface m2 N_species in assessment MEP GEP MOD. POOR BAD Ecological status Ecological score <8 GEP <5 MEP <4 MODERATE <5 MEP <4 MEP <1 MEP Ecological status and score for number of species at the within ecotope scale= GEP 92 76

81 Soortenlijst In het algemeen halen de meeste van de gevonden soortenlijsten een goede tot zeer goede beoordeling (Tabel 24). Een matige tot zeer slechte beoordeling komt voor in de ecotopen 2, 3, 4 en 7, maar niet voor alle soortenlijsten. De indicator krijgt voor de aanwezigheid van karakteristieke soorten een gemiddelde waarde van 83 wat voldoende is voor het behalen van de GEP-beoordeling. Ook hier kan gesteld worden dat zowel de meer zeldzame soorten, als de algemene soorten waargenomen worden in de Zeeschelde. Tabel 24. Bemonsterd oppervlak binnen elk van de zes ecotopen in de Zeeschelde dataset, (N in list) aantal soorten te verwachten in de verschillende lijsten (trefkans=25%, 75%, 95%), (N in sample) het aantal soorten gevonden in de dataset, (N_..) het aantal soorten dat aanwezig moet zijn voor het behalen van de genoemde status en de toegekende Status en bijbehorende score die is gebruikt voor het berekenen voor de gemiddelde voor het hele monstergebied. Eco# Surface list% N in list N in sample N_MEP N_GEP N_MOD. N_POOR Status Score MEP MEP GEP n.v.t POOR MEP MEP BAD GEP MEP MODERATE MODERATE MEP MEP MEP MEP POOR MEP Ecological status and score species lists at the within ecotope scale= GEP 83 77

82 Evaluatie van de indicator voor diversiteit De ecologische status en overeenkomstige score voor de diversiteitindicator is berekend als de gemiddelde van de indicatoren voor het aantal soorten en de soortenlijst (Tabel 25). De uiteindelijke score is 87,5 en komt overeen met een GEP. Tabel 25. Ecologische status en scores voor de sub-indicators van de diversiteit en van de overkoepelende indicator. Status Score Aantal soorten GEP 92 Soortenlijst GEP 83 Diversiteitindicator GEP Dichtheid en biomassa De dichtheid voldoet in drie ecotopen aan het MEP (Tabel 26). Voor deze ecotopen wordt geen significant verschil waargenomen tussen de dichtheid die bij het MEP hoort en de waargenomen gemiddelde dichtheid. Voor vier andere ecotopen wordt een significant verschil waargenomen tussen de dichtheid die bij het MEP hoort en de geobserveerde dichtheid, wat resulteert in een GEP voor ecotoop 4, een matige toestand voor ecotoop 6 en een zeer slechte toestand voor ecotoop 1. Gemiddeld resulteert dit in een GEP voor de gemiddelde densiteit aan bodemdieren. De situatie voor de biomassa is slechter, met slechts twee ecotopen die aan het MEP voldoen en respectievelijk één en drie ecotopen met een matige en zeer slechte toestand (Tabel 27). Gemiddeld resulteert dit in een SLECHTE toestand voor de gemiddelde biomassa aan bodemdieren. Tabel 26. Gemiddeld dichtheid (ind/m 2 ) zoals verwacht voor de MEP en gemeten in de dataset, toegekende score en bijbehorende score gebruikt voor de berekening van de overkoepelende indicator. Ecotoop# Density Density t-test in MEP in data t 0.05 State Score BAD MEP MEP GEP MODERATE MEP 100 Status and score density within ecotope scale= GEP 76 78

83 Tabel 27. Gemiddelde biomassa (g AFDW/m 2 ) zoals verwacht voor de MEP en gemeten in de dataset, toegekende score en bijbehorende score gebruikt voor de berekening van de overkoepelende indicator. Ecotoop # Biomass in MEP Biomass in data t-test t0.05 State Score BAD BAD BAD MEP MEP MODERATE 62 Status and score biomass within ecotope scale= POOR 50 Hierbij moeten enkele kanttekeningen geplaatst worden. De zone tussen de Belgisch/Nederlandse grens en Liefkenshoek, en bij uitbreiding het volledige waterlichaam A, bevindt zich in de overgangszone van mesohalien naar oligohalien. Dit wil zeggen dat het zoutgehalte in stroomopwaartse richting gemiddeld afneemt. Zoals eerder beschreven heeft dit gevolgen voor het macrobenthos. Eerdere studies hebben aangetoond dat langsheen de zoutgradiënt van polyhalien naar mesohalien geen grote veranderingen in gemiddelde dichtheden worden waargenomen, wat hier bevestigd wordt. We zien immers geen duidelijke afwijking in de gemiddelde dichtheid tussen de brakke zone van de Westerschelde en de brakke zone van de Beneden Zeeschelde. Wat biomassa betreft, is wel duidelijk aangetoond dat die een dalende trend vertoont van de polyhaliene naar de mesohaliene en oligohaliene zone toe. Hoogstwaarschijnlijk heeft dit te maken met het feit dat grote biomassa s aan filterfeeders niet kunnen voorkomen in de oligohaliene zone, omwille van gelimiteerde voedselcondities en fysiologische beperkingen. Dus het feit dat de beoordeling van de biomassa slecht is, kan zeker ten dele worden toegeschreven aan een natuurlijke gradiënt. Hierbij doen we geen uitspraak in hoeverre de huidige zoutverdeling (en variatie) in het Schelde-estuarium als natuurlijk kan beschouwd worden of afwijkt omwille van een door de mens beïnvloede rivierafvoer. In ieder geval is de opdeling van de mesohaliene zone van het Schelde-estuarium in een Nederlands deel en een Vlaams deel niet zinvol, en wij pleiten er dan ook sterk voor om deze zone in de toekomst als één geheel (één waterlichaam) te beoordelen. 79

84 Evaluatie van de indicator op het derde niveau (gemeenschap) Het gemiddelde van de drie sub-indicatoren (diversiteit, dichtheid, biomassa) dient als de indicator geldig voor de Beneden Zeeschelde voor het niveau van de gemeenschap (Tabel 28). Met een waarde van 71 krijgt deze indicator een beoordeling van MODERATE. Tabel 28. Ecologische status en scores voor de sub-indicators voor de macrobenthische gemeenschappen in de beneden Zeeschelde en voor de overkoepelende indicator. Status Score Diversiteit GEP 87.5 macrofauna dichtheid GEP 76 macrofauna biomassa POOR 50 Indicator op gemeenschap schaal MODERATE Gemeenschapsniveau (Waterlichamen B,C,D) Momenteel beschikken we niet over een operationele beoordeling voor het zoetwatergetijdengebied. Wel zijn er referentielijsten beschikbaar uit andere watersystemen (Krieg, 2005; van der Molen, 2004). Beide studies hebben ook een maatlat uitgewerkt voor het beoordelen van de ecologische toestand van zoetwatergetijdengebieden op basis van macrobenthos conform de Kaderrichtlijn Water. Deze hebben volgens ons echter hun beperkingen (zie boven). Uit de beschrijving van de huidige toestand van het macrobenthos in het zoetwatergetijdengebied van de Zeeschelde is echter duidelijk dat het gaat om een zeer verarmde bodemfauna. In vergelijking tot de referentielijsten uit Krieg (2005) en van der Molen (2004) komt in de Zeeschelde slechts één taxon dominant voor, de Oligochaeta. Van deze groep komen weliswaar wel 18 soorten voor, maar dit staat in schril contrast tot het groot aantal taxa en soorten die door Krieg (2005) en van der Molen (2004) beschreven worden (zie boven). De dominante soorten in het zoetwatergetijdengebied van de Zeeschelde zijn Tubifex tubifex en de soorten behorende tot het genus Limnodrilus (met als meest dominante Limnodrilus hoffmeisteri). Deze soorten worden beschouwd als zeer tolerante en opportunistische soorten (met name voor organische belasting), en worden dan ook door van der Molen (2004) geklasseerd als negatieve indicatoren. Naar alle waarschijnlijkheid zijn de referentielijsten van Krieg (2005) en van der Molen (2004) opgesteld op basis van gegevens uit alle aanwezige habitatten in het watersysteem, inclusief harde substraten zoals kribben en stortstenen oevers. De monitoring zoals die momenteel uitgevoerd wordt door het Instituut voor Natuurbehoud richt zich uitsluitend op het voorkomen van het macrobenthos op zachte substraten (slikken en subtidaal), gebruikmakend van relatief kleine sedimentkernen. Een aantal soorten zullen dan ook zeker gemist zijn (zie aanbevelingen monitoring). De zuurstofhuishouding in de Zeeschelde is momenteel echter zo slecht dat ook in de andere habitatten een lage diversiteit verwacht wordt. Het is enkel bij een minimale zuurstofconcentratie van 5 mg O 2.l -1 dat er geen 80

85 problemen meer verwacht worden van zuurstof op de diversiteit (Adriaensen et al., 2005). Vanuit de huidige kennis van het systeem kunnen we echter stellen dat het macrobenthos momenteel niet in een goede toestand verkeert en geklasseerd kan worden als SLECHT tot ZEER SLECHT. Voor de zijrivieren is er geen reden om aan te nemen dat dit anders zou zijn Integratie van de indicatoren tot een algemene beoordeling voor de waterlichamen in de Zeeschelde Waterlichaam A (Nederlandse grens tot Kennedytunnel) Voor het waterlichaam A is het niet wenselijk om een waarde toe te kennen aan de indicator op het ecosysteemniveau (zie boven). De integratie blijft dus beperkt tot niveau 2 en 3. Met een waarde van 70 is de geïntegreerde indicator op de schaal van het waterlichaam A beoordeeld als MATIG (Tabel 29). Tabel 29. Integratie van de indicatoren op Niveau 2 en 3 in een algemene indicator voor het waterlichaam A (beneden Zeeschelde). Waterlichaam A Weging factor Status Score Niveau 1 (Ecosysteem) 1 n.v.t. n.v.t. Niveau 2 (Habitat) 2 MODERATE 69.5 Niveau 3 (Gemeenschap) 2 MODERATE 71 Geïntegreerde indicator MODERATE 70 Het is aangewezen, zeker voor wat niveau 3 betreft, de mesohaliene zone van het Scheldeestuarium als één waterlichaam te beschouwen. Dit betekent dat in de toekomst de mesohaliene zone van de Westerschelde en de mesohaliene zone van de Zeeschelde moeten samengevoegd worden tot één waterlichaam Waterlichamen B, C en D In het geval van de waterlichamen B tot D beschikken we momenteel niet over een uitgewerkte maatlat voor het derde niveau (gemeenschap). Vanuit de huidige kennis van het systeem, en dit vergeleken met referentiesoortenlijsten uit andere systemen, kan echter gesteld worden dat de bodemdiergemeenschappen in het zoetwatergetijdengebied van de Zeeschelde zich in een SLECHTE tot ZEER SLECHTE toestand bevinden. Arbitrair wordt dan ook een score toegekend van 30. Op het niveau van het ecosysteem (niveau 1) is er geen individuele schatting mogelijk per waterlichaam maar wordt de waarde toegekend aan de volledige Zeeschelde (Kennedytunnel tot Gent, dus met uitzondering van waterlichaam A) gebruikt voor verdere integratie. De habitatindicator is wel bepaald voor elk waterlichaam afzonderlijk. 81

86 Tabel 30. Integratie van de indicatoren op Niveau 1 en 2 in een algemene indicator voor de waterlichamen B tot D. Voor niveau 3 betreft het een arbitraire score (zie tekst) Waterlichaam A Weg. factor Waterlich. (B) Waterlich. (C) Waterlich. (D) Niveau 1 (Ecosysteem) Niveau 2 (Habitat) Niveau 3 (Gemeenschap) Gemiddelde score Ecologische Status BAD BAD BAD De integratie toont duidelijk aan dat alle waterlichamen in het zoetwatergetijdengebied van de Zeeschelde een ZEER SLECHTE status krijgen toegekend (Tabel 30). Verder is duidelijk dat er knelpunten zijn op alledrie de niveaus. Op het tweede niveau, het habitatniveau, is er duidelijk te weinig ruimte voor de rivier en is het areaal aan slikken en ondiep subtidaal onvoldoende. Dit manifesteert zich het duidelijkst in de meest stroomopwaartse gebieden. Op het derde niveau zien we ook, weliswaar op een arbitraire wijze, dat de macrobenthosgemeenschap die voorkomt, bestaat uit een arme fauna, gekenmerkt door de dominantie van opportunistische Oligochaeta-soorten. 9.7 Toepassing van de indicator op de IJzermonding Door gebrek aan gegevens blijft de beoordeling voor de IJzermonding beperkt tot het derde niveau (gemeenschap, exclusief biomassa). De gegevens gebruikt voor deze evaluatie zijn afkomstig van de RUG (Sectie Mariene Biologie). De dataset bestaat uit 183 monsters verzameld in 2001, 2002 en 2004 op 8 transecten in de Ijzermonding (U-Gent, S. Degraer) in het kader van het monitoringprogramma MONAY. Drie ecotopen zoals gedefinieerd door Escaravage et al. (2004) zijn vertegenwoordigd in deze selectie (Tabel 31, Figuur 37). Tabel 31. De 3 ecotopen vertegenwoordigd in de monsterselectie van de Ijzermonding dataset. ECOTOPE_ID Ecotope naam Aantal monsters 9 Marine midlow-littoral[ldyn]_muddy Marine midlow-littoral[ldyn]_sandy Marine upper-littoral 69 82

87 Figuur 37. Aanduiding van de monsterpunten in de Ijzermonding met onderscheid van de drie ecotopen. (Door een foutieve conversie tussen de coördinatenstelsels ED50->Lambert, verschijnen de monsterpunten buiten het studiegebied) Soortenaantal Het aantal soorten gevonden in de drie ecotopen is beduidend lager dan de waarde toegekend voor de MEP en GEP toestand (Tabel 32). De indicator duidt op een MATIGE toestand in het mid en laag littoraal en op een SLECHTE status in het hoog littoraal. Gemiddeld voor de Ijzermonding komt de beoordeling op MATIG. Tabel 32. Lijst van de ecotopen in de geselecteerde monsters uit de Ijzermonding, waarbij voor de bemonsterde oppervlakte het aantal gevonden soorten en de minimale aantalen zijn weergegeven voor het berekenen van de MEP, GEP, MODERATE, POOR ecologische klassen. Ecotope Eco.# Surface m2 N_species in data MEP GEP MOD. POOR BAD Ecological status Ecological score Marine midlowlittoral[ldyn]_muddy Marine midlowlittoral[ldyn]_sandy Marine upperlittoral <10 MODERATE <12 MODERATE <13 POOR 42.9 Ecological status and score for number of species at the within ecotope scale= MODERATE 53 83

88 9.7.2 Soortenlijst Behalve in ecotoop 9 waar de meeste soorten uit de referentielijst ook in de monsters aangetroffen worden, krijgt de indicator lage tot zeer lage waarden in de twee andere ecotopen (Tabel 33). Voor de Ijzermonding komt de beoordeling gemiddeld op SLECHT. Tabel 33. Bemonsterde oppervlakte binnen elk van de drie ecotopen in de Ijzermonding dataset, (N in list) aantal soorten te verwachten in de verschillende lijsten (trefkans=25%, 75%, 95%), (N in sample) het aantal soorten gevonden in de dataset, (N_..) het aantal soorten dat aanwezig moet zijn voor het behalen van de genoemde status en de toegekende status en bijbehorende ecologische score. Eco#. Surface list% N in list N in sample N_MEP N_GEP N_MOD. N_POOR Status Score n.v.t n.v.t GEP n.v.t BAD POOR n.v.t MODERATE BAD 26.4 Ecological status and score species lists at the within ecotope scale= POOR 37 Aantekening bij Tabel 33 - Door het relatief grote oppervlak bemonsterd in de Ijzermonding zijn de soortenlijsten met een trefkans lager dan 90% leeg (lijsten 25 en 75). Dat heeft geen gevolg voor de beoordeling aangezien alle soorten, gevonden in de referenti,e betrokken blijven in de analyse (aanwezig in de 90% lijst) Evaluatie van de indicator voor diversiteit De ecologische status en overeenkomstige score voor de diversiteitsindicator is berekend als het gemiddelde van de indicatoren voor het aantal soorten en de soortenlijst (Tabel 34). De algemene indicator voor de diversiteit krijgt een waarde van 45 en een status SLECHT. Tabel 34. Ecologische status en scores voor de diversiteit sub-indicators en van de overkoepelende indicator. Status Score Aantal soorten MODERATE 53 Soortenlijst POOR 37 Diversiteit indicator POOR 45 84

89 9.7.4 Dichtheid De dichtheden in ecotopen 10 en 13 zijn niet significant verschillend van die in de referentiedataset en voldoen dan ook aan de MEP status (Tabel 35). In ecotoop 9 is het verschil wel significant en kan de status als MATIG omschreven worden. Gemiddeld over de ecotopen krijgt de indicator een waarde van 90 in overeenstemming met een GEP beoordeling. Tabel 35. Gemiddeld dichtheid (ind/m2) zoals verwacht voor de MEP en gemeten in de dataset, toegekende score en bijbehorende score gebruikt voor de berekening van de overkoepelende indicator. Eco# Density in MEP Density in data ttest t0.05 State Score MODERATE MEP MEP 100 Status and score density within ecotope scale= GEP 90 Door gebrek aan biomassa lijkt het niet zinnig om de diversiteits- en dichtheidsindicatoren te integreren. Door de resultaten afzonderlijk te presenteren komt duidelijk naar voren dat vooral de diversiteit van de fauna erg laag is, terwijl de dichtheid aan de verwachtingen voldoet. De reden voor de lagere diversiteit is niet meteen duidelijk. Een verklaring zou kunnen zijn dat piekafvoeren van de IJzer tot gevolg hebben dat regelmatig het zoutgehalte in het Ijzerestuarium gevoelig daalt. Gemiddeld behoort het waterlichaam wel tot de polyhaliene zone, maar periodes met lagere zoutgehaltes kunnen toch voor heel wat mortaliteit zorgen. In hoeverre waterkwaliteit een probleem kan vormen voor het macrobenthos is verder niet onderzocht. Het project MONAY (Monitoring Natuurherstel Yzermonding: Monitoring van het herstel van vegetatie, flora, invertebraten en avifauna van de slikken, schorren en duinen langs de Ijzermonding, na ontmanteling van de oude Marinebasis te Lombardsijde (Nieuwpoort)) kan hierover misschien meer inzicht geven, maar het eindrapport was bij het maken van deze studie nog niet beschikbaar. 9.8 Verdere ontwikkeling van de indicator De aanpak die in dit rapport gevolgd wordt en de indicatoren die hierbij ontwikkeld zijn, laten toe een kwantitatieve, ecologische beoordeling van de Vlaamse overgangswateren op basis van het macrobenthos te maken. Tevens is de aanpak reproduceerbaar en traceerbaar (i.e. men kan steeds teruggaan naar de individuele sub-indicatoren) en geeft het inzicht in de mogelijke stressoren of pressures die de mogelijke afwijkingen veroorzaken. De hiërarchische benadering kan echter niet voor alle waterlichamen toegepast worden omwille van het korte tijdsbestek van de opdracht. Ofwel ontbraken de nodige gegevens om de indicator toe te passen ofwel was de indicator nog niet voldoende ontwikkeld om toe te 85

90 passen, op het desbetreffende waterlichaam. Dit laatste was het geval voor het toepassen van een indicator op het niveau van de gemeenschap in het zoetwatergetijdengebied (zie verder). Het toepassen van de indicator op het niveau van het ecosysteem bleek niet mogelijk voor de zijrivieren van de Zeeschelde en de Ijzermonding, wegens ontbreken van primaire productie gegevens. In hoeverre deze in de toekomst beschikbaar komen is nog onduidelijk, maar voor de zijrivieren van de Zeeschelde kan waarschijnlijk gewerkt worden met een extrapolatie van de gegevens uit de Zeeschelde zelf. Het toepassen van de indicator op het niveau van het habitat was niet mogelijk voor de zijrivieren van de Zeeschelde en de Ijzermonding. Het toepassen van de hydromorfologische benadering op deze waterlichamen is mogelijk, en mits inschatting van het huidige areaal (d.m.v. bijvoorbeeld DTMs) kan de indicator ook getoetst worden. In het tijdsbestek van de opdracht was het uitwerken hiervan echter niet mogelijk. De voorgestelde aanpak moet beschouwd worden als een volgende stap in een ontwikkeling, waarbij ook een aantal leemtes en mogelijke tekortkomingen naar voren zijn gekomen. Een eerste kanttekening dient gemaakt te worden bij het definiëren van het MEP op het niveau van de bodemdiergemeenschappen per ecotoop (Gemeenschapsniveau). Deze zijn bepaald aan de hand van een zeer grote dataset verzameld in de afgelopen 25 jaar in de Westerschelde. Voordeel van deze benadering is dat we in het algemeen over een groot aantal monsterlocaties beschikten per ecotoop, wat toeliet om terdege rekening te houden met het effect van bemonsteringsinspanning en variabiliteit. Nadeel is dat er geen historische noch ruimtelijke (andere systemen) referentiedata gebruikt zijn. Historische data ontbreken en vormen dus geen optie. Wel is het aangewezen om in de toekomst de MEP voor ieder ecotoop verder te verfijnen (valideren) aan de hand van beschikbare data van andere systemen. Dit vereist wel dat voor die systemen de abiotische randvoorwaarden beschikbaar zijn om locaties aan een bepaald ecotoop te kunnen toekennen. Bijkomend probleem is dat we voor het zoetwatergetijdengebied op het gemeenschapsniveau niet echt over een geschikt MEP beschikken. Hiervoor moet nader onderzoek verricht worden. Dit kan best gebeuren door een vergelijking van meerdere Europese zoetwatergetijdengebieden (bijv. via een Europees onderzoeksproject). Met name voor het Elbe-estuarium is waarschijnlijk heel wat referentiemateriaal beschikbaar. Verder is vergelijkend internationaal onderzoek van een aantal ecosystemen langs (bijv.) de Atlantische kust noodzakelijk voor het opstellen van een goed voorspellend model en een meer algemeen geldend (Europees) beoordelingssysteem. Een tweede kanttekening kan geplaatst worden bij het definiëren van de verschillende ecotopen. De gekozen indeling is deels gebaseerd op ecologische kennis, maar deels ook op beschikbare data, waardoor bepaalde ecotopen op een vrij hoog classificatieniveau zijn ingedeeld. Een bijkomend probleem hierbij is ook dat op het beoordelingsniveau van het habitat areaalgrootte van de verschillende ecotopen niet beschikbaar is, maar enkel de grote geomorfologische eenheden zoals slikken en ondiepwatergebieden. Tevens is er meer inzicht nodig in de natuurlijke verhoudingen van ecotopen in een estuarium. De hydromorfologische benadering is hiertoe een eerste aanzet. Wij veronderstellen dat het mogelijk moet zijn, gebaseerd op geomorfologische theorie, om een verwachtingspatroon op te stellen over de verdeling van verschillende ecotopen in een onverstoord estuarium of kustgebied. Een dergelijke norm kan worden gebruikt om te testen of er een significant onevenwicht in de morfologie bestaat, bv. als gevolg van infrastructurele ingrepen (baggeren, constructie van een stormvloedkering, inpoldering etc.). Zulke benadering zou ook kunnen gebruikt worden om toekomstige ingrepen te gaan evalueren. Een derde kanttekening kan geplaatst worden bij de indicatoren die ontwikkeld worden om de bodemdiergemeenschappen binnen een ecotoop te beoordelen. Hiervoor hebben we gebruikgemaakt van soortensamenstelling, densiteit en biomassa. In de toekomst moet verder geëvalueerd worden of deze aanpak voldoende is, en of bijv. ook dominantie van soorten als 86

91 maat dient meegenomen te worden. Tevens moeten de voorgestelde indicatoren nog grondig op toepasbaarheid getest worden en getoetst op mogelijke inconsistenties. Het belang om rekening te houden met de bemonsterde oppervlakte in het waterlichaam is wel duidelijk naar voren gekomen uit de statistische analyses. Voorlopig is de indicator ook relatief ongevoelig voor het verschijnen van exoten in het systeem. De voorgestelde aanpak heeft ook gevolgen voor toekomstige monitoring. Hierop wordt kort ingegaan. De monitoring zal gestratificeerd moeten worden naar habitatten of ecotopen. Verder moet een optimum gezocht worden in de bemonsteringsinspanning tegenover gevoeligheid voor waarnemen van veranderingen. Dit vereist een voldoende aantal monsters per habitat/ecotoop. 9.9 Veldprotocol voor het macrobenthos Voorop staat dat een goed beoordelingssysteem moet uitgaan van een goede kennis van de ecosystemen, en van het macrobenthos in het bijzonder. Daarnaast is het belangrijk te erkennen dat de dominante menselijke invloeden en antropogene problemen in onze wateren in de loop van de tijd kunnen verschuiven (sinds de jaren zestig voor Nederlandse wateren: zuurstofloosheid door organische belasting, vervuiling met zware metalen en andere microverontreinigingen, invloed van infrastructurele werken en habitatverlies, bedreigingen door versnelde zeespiegelrijzing). Het is onwaarschijnlijk dat deze lijst hier stopt. Daarom moet het monitoringssysteem zo zijn ontworpen dat het gegevens van hoge kwaliteit levert, die ook voor andere doeleinden dan de oorspronkelijk gedefinieerde bruikbaar zijn. Vandaar bijvoorbeeld het grote belang om alle soorten (op soortsniveau) te monitoren, en om naast dichtheid ook biomassa te blijven monitoren. Een periodieke evaluatie van het beoordelingssysteem, middels een analyse van alle beschikbare data met geavanceerde statistische technieken, kan eveneens bijdragen tot het up-to-date houden en eventueel bijstellen van het beoordelingssysteem. Een dergelijke regelmatige update zou deel moeten uitmaken van de procedure van monitoring en beoordeling, zodat het beoordelingssysteem zelf-lerend wordt. Hoeveel en welke meetlocaties worden opgenomen voor de toestand- en trendmonitoring heeft grote gevolgen voor inspanningsverplichtingen in de toekomst. Het is duidelijk dat momenteel onvoldoende kennis bestaat over het macrobenthos van de Zeeschelde, en dan in het bijzonder van het zoetwatergetijdengebied. Nieuwe natuurontwikkeling wordt weliswaar goed opgevolgd (bijvoorbeeld Ketenissepolder) door middel van operationele monitoring, en ook bepaalde impacts, zoals de bagger- en stortstrategie, worden via operationele monitoring geëvalueerd, maar een terdege kennis over het voorkomen van het macrobenthos in de verschillende habitatten ontbreekt nog. De monitoring uitgevoerd door het Instituut voor Natuurbehoud geeft een beeld van het macrobenthos op de slikken en in het subtidaal, maar gegevens over bijv. de harde substraten en schorkreken ontbreken nagenoeg. Door het gering aantal meetlocaties en het gebruik van relatief kleine sedimentkernen is tevens de kans groot dat bepaalde soorten gemist worden. Anderzijds is het tot op soort determineren van bijvoorbeeld Oligochaeta zeer tijdrovend wat het uitwerken van vele en/of grote monsters bemoeilijkt. Hiervoor moet een goede strategie bepaald worden, waarbij gebruik zou kunnen gemaakt worden van een combinatie van verschillende bemonsteringstechnieken en verschillende niveaus van uitwerking in het laboratorium. Toch dringen wij er op aan om voor een beperkt aantal stations toch het volledige soortenspectrum te bepalen. 87

92 Op korte termijn moet een toestandsmonitoring gebeuren van de Zeeschelde en haar zijrivieren welke inzicht moet geven in de globale ecologische kwaliteit. Wenselijk is deze monitoring wederzijds af te stemmen met de monitoring die in de Westerschelde gebeurt. Trendmonitoring kan dan gebeuren op een selectie van meetstations, al dan niet random te kiezen. Omwille van de grote seizoenale en jaar-tot-jaar variatie is het wenselijk om tenminste jaarlijkse monitoring uit te voeren. Hieruit kan dan een meerjarig gemiddelde berekend worden. Wel dient om de drie à vijf jaren een gedetailleerde toestandsmonitoring te gebeuren. Als de trendmonitoring duidelijke afwijkingen laat zien kan eventueel een additionele operationele monitoring gebeuren. Monitoring van benthische macrofauna moet in ieder geval gepaard gaan met een gedetailleerde observatie van de (fysiochemische en hydromorfologische) omgeving (sampleof locatiespecifiek). Dit laat niet alleen toe om een locatie te classificeren naar een bepaald habitattype (bijv. binnen een ecotopenbenadering), maar laat ook toe om te compenseren voor deze omgevingscondities. De monitoring kan ook gestratificeerd worden naar habitatten of ecotopen. Indien mogelijk dient de monitoring van het kwaliteitselement macrobenthos gecombineerd te worden met andere biologische en fysiochemische kwaliteitselementen. Verder moet een optimum gezocht worden in de bemonsteringsinspanning tegenover gevoeligheid tot waarnemen van veranderingen. Dit vereist een voldoende aantal monsters per habitat/ecotoop. Bijzondere aandacht dient daarbij uit te gaan naar de vestiging en verbreiding van exoten. Het voorkomen van invasies kan een indicatie zijn van stress in het ecosysteem, maar dit hoeft niet altijd het geval te zijn. Het opheffen van migratiebarrières kan voldoende zijn om een exoot toe te laten een - tot dan - ondergeëxploiteerde niche in te nemen, dan wel een oorspronkelijke soort te verdringen. In elk geval brengt een dergelijke invasie veranderingen in het ecosysteem met zich mee, waarvoor in feite geen referentie bestaat (de toestand van het ecosysteem zonder andere menselijke invloed, maar met aanwezigheid van de exoot is nooit gerealiseerd). Op de langere termijn zullen beoordelingssystemen hiermee rekening moeten houden door zich aan te passen aan de beschikbare species-pool. Niemand kan zich onze estuaria nog voorstellen zonder Spartina anglica, en het heeft geen zin een beoordelingssysteem te hanteren waarin de soort niet, of slechts als 'stress-indicator' voorkomt. Ook het gebruik van nieuwe technieken voor het beoordelen van watersystemen moet onderzocht worden. Technieken zoals remote sensing gekoppeld aan GIS bieden interessante perspectieven om lokale waarnemingen te gaan opschalen en habitatten beter te gaan onderscheiden en opvolgen. Tenslotte pleiten we sterk voor het koppelen van de verschillende kwaliteitselementen binnen de KRW, maar ook moet naar een integratie gestreefd worden met andere richtlijnen, zoals de Vogel- en Habitatrichtlijn. De hier voorgestelde hiërarchische benadering biedt hiertoe de mogelijkheden. Zo wordt een duidelijke link gelegd met andere kwaliteitselementen zoals het fytoplankton, en worden habitatten als leef- en voedselgebieden voor vogels mee geëvalueerd. 88

93 10 Macrofyten Het kwaliteitselement macrofyten voor overgangswateren omvat macroalgen, submerse angiospermen en schorvegetaties. De eerste twee groepen gedijen niet of nauwelijks in de Vlaamse overgangswateren en er zijn geen aanwijzingen dat de situatie in het verleden veel anders was. Enkel de schorvegetaties worden dus in rekening gebracht bij de evaluatie van de ecologische toestand van de Vlaamse overgangswateren voor het kwaliteitselement macrofyten Vegetatieontwikkeling op de schorren van de Zeeschelde De floristische samenstelling van de schorgebieden binnen de Zeeschelde kan op basis van de saliniteitsgradiënt ruwweg in twee groepen worden onderverdeeld (Hoffmann 1993; Criel et al. 1999). De overstromingsdynamiek binnen beide schortypen zorgt voor een verdere differentiatie en zonatie van de vegetatietypen. De opvallende zonatiepatronen tussen de verschillende vegetatietypen die binnen schorgebieden kunnen worden waargenomen zijn dus doorgaans sterk gerelateerd aan verschillen in de hoogteligging. Figuur 38. Vereenvoudigd schema van de mogelijke interacties tussen de vegetatie en de ophoging van schorgebieden. Door het feit dat opslibbing in belangrijke mate bepaald wordt door het slibfixerend effect van de vegetatie zal dit een verdere ophoging van het schoroppervlak bewerkstelligen waardoor de vegetatie geleidelijk zal verschuiven/ontwikkelen naar een volgend successiestadium. Figuur 38 illustreert op een vereenvoudigde manier de mogelijke feedbacks tussen schorvegetatie en de accretie (verhoging) van het schoroppervlak. Algemeen kan hierbij gesteld worden dat het voorkomen van plantengemeenschappen afhankelijk is van de inundatieperiode en de frequentie en de dynamiek waarmee de vegetatie wordt 89

94 overstroomd. Hierdoor is de vegetatiezonatie en de biomassaproductie rechtstreeks gerelateerd aan de hoogte van het schoroppervlak in het getijvenster en de afstand tot de aanwezige kreken. De vegetatie beïnvloedt anderzijds de tidale hydrodynamica, en versnelt het proces van de sedimentatie door haar belemmerende invloed op de stroomsnelheden en het fixeren van sedimenten, wat het schor zal doen ophogen Zoetwaterschorren Binnen het zoetwatergedeelte van het Schelde-estuarium wordt de kolonisatie van de slikgebieden door hogere planten meestal voorgegaan door een vestiging van bentische diatomeeën en andere (ééncellige en draadvormige) wieren ( Nopjeswier -stadium in Figuur 39). Hoewel biezen zoals Scirpus maritimus, S. triqueter en S. lacustris één van de eerste pioniersoorten zijn die zich op slikken kunnen vestigen (Brian et al. 2005), kunnen ze zich in het Schelde-estuarium enkel succesvol vestigen op steenbestorte oevers ( Biezen -stadium in Figuur 39). Figuur 39. Vegetatieontwikkeling op de slik- en schorgebieden binnen het zoetwaterinterdaal gebied (naar Criel et al, 1999 en Hoffmann 1993). 90

95 De ondergrens voor hogere planten in het zoetwatergedeelte van de Zeeschelde werd vroeger gevormd door een biezengordel, die lager doordrong in de getijdenzone dan deze in de brakke zone. Tijdens de laatste eeuw verschoof deze ondergrens naar boven en vestigen biezen zich niet meer spontaan op de slikken. Vermoedelijk omdat het slik op de juiste vestigingshoogte verdween door de hydromorfologische wijzigingen en het ontstaan van kliffen (zie ook paragraaf 4.3) en omdat de overstromingsstress toenam ten gevolge van vervuiling, sterkere stroomsnelheden, grotere golfslag van schepen en grotere getij-amplituden. In deze hogere zone zijn andere planten competitiever, waardoor de typische biezengordel op de meeste plaatsen verdween in het zoete gedeelte van het Schelde-estuarium. De laatste jaren is er terug spontane vestiging van biezen waar te nemen maar dan wel op de steenbestorte dijken. Hierop ontstaan geen kliffen, zijn alle hoogten in het getijvenster aanwezig en tussen de breukssteenbestorting genieten zaden of stukjes wortelstok voldoende beschutting om te kunnen ontkiemen of uitgroeien (Van den Bergh et al., 2001). Soorten die eveneens als pioniers van de slikgebieden kunnen worden aangeduid, zijn éénjarige kruiden zoals Callitriche stagnalis, Veronica anagallis-aquatica en Polygonum hydropiper ( Pionier -stadium in Figuur 39). Bij een verdere ontwikkeling van het schor zullen ook soorten zoals Typha latifolia en Glyceria maxima zich binnen het vorige vegetatietype vestigen ( Lisdodde -stadium in Figuur 39). Wanneer zich binnen het schorgebied in een volgende fase komgronden en oeverwallen ontwikkelen, zullen Typha- en Glyceria gedomineerde vegetaties doorgaans de komgronden bezetten, terwijl Polygonum gedomineerde vegetaties de kreekflanken zullen koloniseren. Op de lagere oeverwallen vinden eveneens soorten zoals Epilobium hirsitum, Lythrum salicaria, Rumex obtusifolius ( Harig wilgenroosje, Grote kattenstaart, Ridderzuring -stadium in Figuur 39) en Phalaris arundinacea ( Riet -stadium in Figuur 39) hun optimum. Bij verdere opslibbing van het schor zal Phragmites australis de vegetatie doorgaans domineren. Hierbij ontwikkelt Phragmites zich in de komgronden tot een zuiver rietland in tegenstelling tot de vestiging op de oeverwallen waar ruige kruidachtigen zich doorgaans in de rietkraag komen vestigen ( Verruigd riet -stadium in Figuur 39). Wanneer Phragmites zich niet ontwikkelt nemen ruigtekruiden zoals Urtica dioica, Calystegia sepium of Impatiens glandulifera op de oeverwallen de overhand ( Ruigte -stadium in Figuur 39). In de laatste fase van de ontwikkeling vestigen wilgen zich in eerste instantie op de oeverwallen, waarna ze de verruigde komgronden koloniseren ( Wilgenstruweel -stadium in Figuur 39). Door hun sterke vegetatieve vestigingscapaciteit kunnen aangespoelde wilgenpropagulen zich echter ook binnen vroegere ontwikkelingsstadia vestigen waardoor het proces van de verstruweling drastisch wordt versneld. Wilgenstruwelen vormen binnen de schorgebieden van het Scheldeestuarium de (sub)climaxvegetatie. De kans dat dit vegetatietype op termijn zal evolueren naar een echte bosgemeenschap is door de toenemende getijdynamica erg onwaarschijnlijk. Het spreekt voor zich dat de hier geschetste overgangen van het ene naar het andere vegetatietype op het veld alles behalve strikt verlopen. Het moet dan ook gezien worden als een vereenvoudigd schematisch overzicht van de verschillende vegetatietypen die binnen de zoetwaterschorgebieden van het Schelde-estuarium kunnen worden teruggevonden. Opmerkelijke en zeer zeldzame soorten voor West-Europa die binnen het zoetwatergedeelte van de Zeeschelde voorkomen zijn Driekantige bies (Scirpus triqueter) en Spindotterbloem (Caltha palustris var. araneosa), beiden kenmerkend voor zoetwatergetijdengebied. 91

96 Brakwater schorren Binnen het brakwatergedeelte van het Schelde-estuarium wordt de kolonisatie van de slikgebieden door hogere planten eveneens voorgegaan door een vestiging van bentische diatomeeën en nopjeswier (Vauheria sp.). In vroegere tijden waren macrowieren (Enteromorpha spp.) en zeegrassen (Zostera spp.) mogelijk de eerste pioniersoorten van de brakke slikplaten, maar daar zijn weinig of geen getuigenissen van terug te vinden. Vermoedelijk zijn de omstandigheden in de Beneden Zeeschelde van nature ongustig voor deze soorten. Door de grote getijdynamiek en een sterke troebelheid van het water gedijen submerse macrofyten er niet of nauwelijks. Soorten die bestand zouden zijn tegen de heersende sterke stroming zijn niet aangepast aan de hoge troebelheid en omgekeerd kunnen soorten die bestand zijn tegen hoge troebelheid niet op tegen de heersende sterke stroming (de Lyon & Roelofs 1986; Van Damme et al., 2004). Zeebies (Scirpus maritimus) en Echt Lepelblad (Cochlearia officinalis) en Engels slijkgras (Spartina townsendii) zijn de eerste hogere planten zijn die zich op het slik vestigen (zie Figuur 40). Naarmate het water zouter wordt, zal zich in dit stadium eveneens Zeekraal vestigen (Salicornia sp.). Figuur 40. Vegetatieontwikkeling op de slik- en schorgebieden binnen het brakwaterintertidaal gebied( naar Criel et al., 1999 en Hoffmann 1993). Zowel op de komgronden als op de oeverwallen worden in een volgend stadium de pioniersoorten vervangen door soorten zoals Spiesmelde (Atriplex longipes) en Zeeaster (Aster tripolium, zie Figuur 40). Ten slotte ontwikkelen brakke schorren zich naar 92

97 Strandkweekvegetaties en Rietvegetaties. Oorspronkelijk komen soortenrijke zilte graslanden waarschijnlijk niet voor binnen natuurlijke brakke schorgebieden, maar door actief beheer, zoals begrazing, is gebleken dat ze zich er wel kunnen ontwikkelen (zie Figuur 40) Bepalende abiotische factoren op de schorren Het spreekt voor zich dat verschillende factoren en processen een sturende invloed (kunnen) hebben op de floristische samenstelling en diversiteit van schorgebieden. Het is dan ook zinvol deze in beschouwing te nemen om in een latere fase te gebruiken bij de opstelling van een monitoringprotocol en/of bij de afbakening van richtlijnen in natuurontwikkelingsplannen of herstel/verbeteringdoelstellingen Saliniteit en overstromingsregime Diverse karakteristieke terrestrische plantensoorten en gemeenschappen worden aangetroffen in de slik- en schorgebieden, welke door hun grote variatie in omgevingscondities (variatie in saliniteit, verstoring, overstromingsregime, sediment etc.) vaak een sterke ruimtelijke diversiteit aan planten herbergen (Kalliola & Puhakka, 1988; Bornette et al. 1998). Globaal genomen zijn binnen het Schelde-estuarium de zoutgradiënt en de overstromingsdynamiek de twee meest belangrijke en sturende ecologische factoren die de floristische samenstelling van de slik- en schorvegetaties bepalen. Enerzijds beïnvloedt de chloriniteit van het rivierwater, via zijn invloed op het grondwater van de schorgebieden, in sterke mate de ontwikkeling en dominantie van zoutminnende (halofiele) soorten (e.g. Shumway & Bertness 1992; Noe & Zedler 2000; Noe 2002; Costa et al. 2003; Pennings et al. 2005). Doordat echter op de cruciale overgangszone van brak- naar zoetwater binnen het Schelde-estuarium relevante schorgebieden en dus schorvegetaties ontbreken (zone tussen het Galgenweel en KBR-schor), welke eveneens de grens tussen waterlichaam a) en b) vertegenwoordigt, zie Figuur 4), kan men de vegetatietypen binnen dit systeem ruwweg onderverdelen in twee duidelijk gescheiden groepen (zoete- en brakke vegetaties). Hierbij is het zinvol te vermelden dat beide vegetatietypen niet enkel in hun soortensamenstelling verschillen, maar eveneens sterk variëren in hun structuur. Dit laatste heeft op zijn beurt een belangrijke invloed op andere organismen zoals kevers, sprinkhanen, vlinders, spinnen en broedvogels. (e.g. Hansen & Castelle 1999; Wettstein & Schmid 1999; Brose 2003). Anderzijds is het overstromingsregime (dynamiek en frequentie) eveneens een sterk sturende factor die de vegetatiedifferentiatie en successie in sterke mate kan beïnvloeden. Zoals aangehaald in paragraaf 5 bepaalt de stromingsdynamiek en overstromingsduur en frequentie de vegetatie en floristische diversiteit indirect door zijn invloed op de geomorfologie van de slik- en schorgebieden (ontwikkeling van kreken, oeverwallen, komgronden etc.). Een hoge geomorofologische diversiteit resulteert doorgaans in een sterke variatie wat betreft bodemtextuur, aëratie, waterhuishouding, nutriënten enz., wat zich op zijn beurt weerspiegelt in een rijkere vegetatie- en soortendiversiteit (e.g. Jean & Bouchard 1993). Door zijn verstorend effect op de vegetatie oefent het overstromingsregime ook op een directe manier een sterke invloed uit op de vegetatiedifferentiatie. Doordat de impact van dit verstoringsregime afneemt met een toenemende schorhoogte, draagt dit in sterke mate bij tot de ontwikkeling van afgelijnde patronen (zonaties) in de vegetatie (e.g. Bertness et al. 1992; Pennings & Callaway 1992; Pennings et al. 2005). Langsheen een verstoringsgradiënt kan 93

98 men theoretisch verwachten dat de soortenrijkdom laag is onder een lage fysische verstoringgraad (lage mortaliteit), waardoor competitief dominante soorten zullen overheersen en hiermee andere soorten in hun vestiging en verdere ontwikkeling verhinderen. Anderzijds kan men eveneens een lage soortenrijkdom verwachten bij een hoge fysische verstoringgraad (hoge mortaliteit), waardoor enkel stresstolerante soorten kunnen overleven. Soortendiversiteit wordt dan ook globaal verwacht te pieken onder intermediaire intensiteiten van verstoring waardoor een groter aantal soorten samen kan voorkomen door zowel een verminderde competitieve exclusie van soorten als het feit dat eenvoudigweg meer soorten deze intermediaire condities kunnen tolereren (Hacker & Bertness 1999; Leonard 2000). Figuur 41. Schematisch overzicht van een zoetwaterschor in de Zeeschelde met de gemiddelde soortenrijkdom (spp. N) en de gemiddelde floristische kwaliteitsindex (FQI) per vegetatietype (pioniervegetatie, kruidvegetatie, rietvegetatie, struweelvegetatie en bosvegetatie). Algemeen kunnen we dus stellen dat onder impuls van beide factoren vegetatiezonering en floristische differentiatie binnen zowel zoet- (Grace 1989; Keddy 1989; zie Figuur 41) als brakwaterschorren (Snow & Vince 1984; Bertness, 1991; Pennings & Callaway 1992) voortkomen uit een wisselwerking tussen de competitieve weerbaarheid en de stresstolerantie van de aanwezige plantensoorten. Naast de dominante en sturende invloed van beide factoren zijn er eveneens verschillende andere factoren en kenmerken die de kwaliteit van schorgebieden kunnen beïnvloeden. 94

99 Oppervlakte en vormindex van de schorgebieden Met betrekking tot de floristische diversiteit van schorgebieden kan men verwachten dat zich een verband voordoet tussen de soortenrijkdom en de oppervlakte van een bepaald gebied (Holt 1991; Holt et al. 1999). Naast het feit dat grotere habitatvlekken niet enkel in staat zijn een groter aantal individuen en dus soorten te herbergen, zal de grootte van een habitatvlek eveneens positief gerelateerd zijn aan de habitatheterogeniteit, wat zich doorgaans weerspiegelt in een grotere soortendiversiteit. Tot slot kunnen soorten binnen grotere gebieden grotere populaties ontwikkelen waardoor de kans dat ze lokaal uitsterven, als gevolg van een stochastische gebeurtenis, eveneens afneemt. Dit alles maakt dat de oppervlakte van een gebied in belangrijke mate de soortenrijkdom en diversiteit van de aanwezige plantengemeenschappen kan beïnvloeden. Figuur 42. Twee qua vorm-index sterk contrasterende schorgebieden, a) Schor van Mariekerke en b) Scheldeschoor. Naast de oppervlakte soortendiversiteit -relatie, kan ook de vorm van een gebied in belangrijke mate bijdragen tot de aanwezige soortensamenstelling en diversiteit. Doordat schorgebieden meestal geprangd liggen tussen rivier en dijk, zijn ze vaak langgerekt van vorm, waardoor ze een grotere rand-oppervlakte ratio bezitten. Dit laatste heeft tot gevolg dat de overgang tussen de slik-schor grens en de top van het schor (meestal loodrecht op de rivierstroming) zich over een korte afstand voltrekt. Dit laatste heeft tot gevolg dat deze schorren vaak erg steil zijn. Het spreekt voor zich dat de geomorfologische diversiteit binnen deze schorren beperkter is in vergelijking met bredere schorgebieden met een graduele overgang wat zich eveneens in een lagere floristische soortendiversiteit kan weerspiegelen. 95

100 Gezien de oppervlakte-afhankelijkheid van de rand-oppervlakte ratio, wordt regelmatig een afgeleide maat gebruikt die kan worden omschreven als een oppervlakte-onafhankelijke vorm-index (Forman & Godron 1981). (VI = Vorm-Index, P = perimeter; A = area) Deze index geeft een zuivere aanduiding van de vormkarakteristieken van het gebied en dit onafhankelijk van de oppervlakte. (Figuur 43). 4 Vormindex Oppervlakte (ha) Figuur 43. Vorm-index van de schorgebieden binnen het Schelde-estuarium uitgezet t.o.v. de oppervlakte Connectiviteit van de schorgebieden Een drastische inperking van het estuariene systeem met zijn slik- en schorgebieden en hieraan gekoppelde sterke verandering in de stroomdynamiek, heeft ertoe geleid dat verschillende typische plantengemeenschappen en soorten van slikken en schorren in hun voorkomen en abundantie sterk zijn teruggedrongen. Door een gestaag proces van inpoldering dat het Schelde-estuarium over de jaren heeft ondergaan, en het enorme areaal van slikken en schorren dat hierdoor is verdwenen, kunnen we stellen dat de huidige schoren slikgebieden slechts een fractie en sterk versnipperd relictsituatie vertegenwoordigen van wat het ooit moet zijn geweest zijn (zie paragraaf 4.4). Dit heeft ertoe geleid dat verschillende schorgebieden binnen het Schelde-estuarium vaak erg geïsoleerd voorkomen. Algemeen kan men stellen dat een toenemende isolatie de immigratie van zowel planten als dieren belemmert (MacArthur & Wilson 1967), waardoor het proces van de (her)kolonisatie kan worden bemoeilijkt. Doordat schorgebieden onderhevig zijn aan sterke stochastische 96

101 verstoringen, hebben populaties van zowel planten als dieren binnen deze systemen een verhoogde kans om lokaal uit te sterven, wat ze dan ook gevoeliger maakt voor isolatieeffecten. Men kan met andere woorden verwachten dat het effect van isolatie zich op termijn zal weerspiegelen in een afnemende soortendiversiteit binnen deze schorgebieden (Bornette et al. 1998b; Brose 2001). Hierbij is het van belang op te merken dat de effecten van isolatie sterk kunnen verschillen van soort tot soort (Ouborg 1993). Zo zullen soorten met een trage generatiecyclus en beperkt dispersievermogen gevoeliger zijn voor isolatie dan soorten met een snelle turn-over en een vlotte verbreidingscapaciteit. 10 a) 10 b) Isolatie (km.) 1 0,1 0,01 1 0,1 0, Stroomopwaarts Relatieve positie Oppervlakte (ha) Figuur 44. De relatie tussen isolatie (afstand tot het dichtstbijzijnde schorgebied) en a) de relatieve positie binnen het Schelde-estuarium, en b) de grootte van de schorren. In deze context is een regelmatig gebruikte en zeer eenvoudige isolatiemaat de afstand tot het dichtstbijzijnde gebied en/of de gemiddelde afstand tot de drie dichtstbijzijnde gebieden (e.g. Ouborg 1993). Doorgaans zijn beide isolatiematen sterk gecorreleerd, zoals het geval is voor de ruimtelijke isolatie van de schorren in het Schelde-estuarium, waardoor het overbodig is beide isolatiematen te hanteren. Wanneer we de graad van ruimtelijke isolatie (in dit geval afstand tot het dichtstbijzijnde schor) voor de schorgebieden binnen het Schelde-estuarium uitzetten t.o.v. de positie van de verschillende schorren binnen het estuarium, blijkt er zich geen verband voor te doen tussen beide variabelen (Figuur 44a). Men treft, met andere woorden, zowel stroomopwaarts als stroomafwaarts evenveel geïsoleerde als minder geïsoleerde schorgebieden aan. Ook tussen de grootte van de schorgebieden en hun ruimtelijke isolatie binnen het estuarium kan geen verband worden waargenomen (Figuur 44b), wat impliceert dat het zinvol is om zowel de ruimtelijke isolatie van de schorgebieden als hun grootte in rekening te brengen bij het opstellen van een ecologische kwalificatiemethode. 97

102 Geomorfologische diversiteit van de schorgebieden Topografie Zoals reeds beschreven onder paragraaf 10.1 zijn de overstroming- en saliniteitgradiënten binnen het Schelde-estuarium de meest bepalende abiotische factoren die de vegetatiezonatie en differentiatie op de schorgebieden veroorzaken. Het spreekt voor zich dat een geleidelijke overgang van de slik-schor grens naar de hoger gelegen delen van het schorgebied een optimale en diverse ontwikkeling van karakteristieke plantgemeenschappen op deze gradiënten garandeert. Onder impuls van de huidige toenemende getij-dynamiek worden deze hoog-dynamische overgangsgebieden als maar steiler (of kalven af), waardoor hun totale oppervlakte binnen het estuarium gestaag afneemt (zie Figuur 11). Hierdoor kan men verwachten dat de hieraan gebonden vegetatietypen (van pionier- tot kruid- en riet-vegetaties) eveneens in abundantie als in soortendiversiteit zullen afnemen (e.g., Decamps 1993; Ward 1998). Om een maat te bekomen van de topografische heterogeniteit van de schorren kan beroep worden gedaan op DTM (digitaal terrein model, waarvan we de klassengrenzen hebben ingesteld op 10 cm) van de betreffende gebieden. Op basis van dit DTM kan dan een frequentie-distributie van de verschillende hoogtepixels worden afgeleid (zie Figuur 45), wat ons op een relatief eenvoudige manier een goed beeld geeft van de topografische verdeling per oppervlakte-eenheid van een welbepaald gebied. Wanneer van elk gebied een dergelijke frequentie-distributie voor handen is kan op een eenvoudige manier een afgeleide maat voor topografische heterogeniteit worden berekend. Een veelgebruikte maat om de variatie te kwantificeren is de variantie-coëfficiënt. (CV = Coefficient of Variance; Stdev = Standaard deviatie; M = gemiddelde) Deze maat geeft de hoeveelheid variatie weer in relatie tot het gemiddelde. 98

103 Figuur 45. Illustratie hoe a) homogene vs. b) heterogene topografie van schorgebieden op basis van het DTM kunnen worden omgezet in frequentiedistributies. a) Schor bij gespoelde put en b) de Notelaar Kreekverwevenheid De graad waarop schorgebieden onderhevig zijn aan de stromingdynamiek is niet enkel afhankelijk van de topografische complexiteit, maar wordt eveneens in sterke mate bepaald door de ontwikkeling en differentiatie van kreken (geulen) binnen het gebied. De topografische heterogeniteit van een gebied is met andere woorden een geschikte maar onvolledige maat om heterogeniteit op microtopografische schaal te vatten. Doorgaans bezitten tidale-schorgebieden een dicht krekennetwerk, dat watertoevoer bewerkstelligt maar eveneens een drainagefunctie uitoefent en bijkomend extra micro-topografische complexiteit aan het systeem toevoegt (e.g. Leonard 1997; Vivian-Smith 1997; Reed et al. 1999). Een sterke kreekverwevenheid resulteert met andere woorden in een complex mozaïek van het substraat waarbij de structuur, hydrologie en chemische samenstelling drastisch kunnen variëren (Bledsoe & Shear 2000). Diverse studies hebben aangetoond dat de floristische diversiteit van schorgebieden in sterke mate bepaald wordt door de graad van kreekverwevenheid (Nilsson et al. 1989; Scarsbrook & Townsend 1993; Zedler et al. 1999, 2001; Fischer et al. 2000; Sanderson et al. 2000; Morzaria-Luna et al. 2004). Hierbij wordt een toenemende soortendiversiteit met toenemende kreekverwevenheid niet enkel veroorzaakt door een grotere microtopografische heterogeniteit, maar zou dit eveneens een weerspiegeling zijn van een grotere tidale aanvoer van zaden en propagulen (Hopkins & Parker 1984; Zedler et al. 1999). Ideale kiemomstandigheden langsheen de kreken, zoals een open en humusrijke bodem (door 99

104 aanvoer van organisch materiaal), geschikte vochthuishouding etc., garanderen hierbij een verdere optimale vestiging van kiemplanten. Sterke verschillen in floristische diversiteit tussen schorgebieden met een dicht krekennetwerk en kreekarme schorren zou anderzijds te wijten zijn aan het feit dat deze laatste vaak langer onder water blijven staan waardoor microbiële activiteit een anaërobe situatie creëert (Baldwin & Mendelssohn 1998). Dit leidt op zijn beurt tot een verhoogde productie aan sulfiden, gereduceerd ijzer en mangaan waardoor de redoxpotentiaal afneemt en plantengroei sterk wordt geïnhibeerd (Armstrong et al. 1985). Figuur 46. Kreeklengte per m² in relatie tot de grootte van het schorgebied (ha). Tot slot dient erop gewezen te worden dat een sterke krekenverwevenheid niet enkel op de floristische samenstelling een positieve invloed uitoefent, maar ook op andere organismen zoals vissen, crustaceae, etc., een gunstige invloed heeft (Drake & Arias 1991; Mees et al. 1993; Cattrijsse et al. 1993; 1994). Om een maat te bekomen van de kreekverwevenheid per oppervlakte-eenheid kan de lengte aan kreken binnen een welbepaald gebied worden uitgedrukt per oppervlakte-eenheid (Figuur 46). Doordat de totale lengte aan kreken binnen een schorgebied geen inzicht verschaft in de vertakkinggraad of kreekdifferentiatie, kan aanvullend een analyse worden uitgevoerd waarbij schorgebieden worden onderverdeeld in groepen op basis van de proportionele verhouding in lengte van kreken met een verschillende vertakkingorde. Zo kunnen we aan de hand van een clusteranalyse (K-means clusteranalyse) groepen afbakenen die significant verschillen in het proportionele aandeel eerste, tweede, derde en vierde orde kreekvertakkingen (Figuur 47). Wanneer we deze analyse uitvoeren, resulteert dit in drie duidelijk te onderscheiden groepen die significant van elkaar verschillen voor de kreeklengte binnen de verschillende vertakkingorden. Hierbij vertegenwoordigt de eerste groep (Figuur 47a) schorgebieden waarvan het grootste aandeel van de totale kreekafstand gevormd wordt door tweede- en eerste orde kreken. 100

105 Figuur 47. Drie types schorgebieden met hun graad van kreekdifferentiatie (proportioneel aandeel van de verschillende vertakkingordes) afgeleid d.m.v. K-means clustering-analyse. De voorbeeldschorren zijn: a) Bunt, b) schor van Mariekerke en c) schor tussen Barbierbeek en Kallebeek. Binnen de tweede groep (Figuur 47b) vertegenwoordigt het aandeel van tweede orde kreken nog slechts de helft van het proportionele aandeel van eerste orde kreken. Een derde groep tot slot bestaat uit schorgebieden waarvan het overgrote aandeel van de totale kreekafstand bestaat uit eerste orde kreken (>90%) (Figuur 47c).Recent onderzoek op schorgebieden toonde aan dat de variatie aan structuur van schorvegetaties positief wordt beïnvloed door een toenemende soortendiversiteit (Keer and Zedler 2002). Op zijn beurt creëert dit een grotere diversiteit aan micro-habitats voor diverse arthropoden die een positieve invloed uitoefenen op de diversiteit aan predatoren. Dit illustreert ook binnen schorgebieden het belang van soortendiversiteit voor het functioneren van het ecosysteem als geheel sensu Naeem et al. (1994; 1999). 101

106 10.3 Temporele evolutie Een analyse van de temporele evolutie van de oppervlakten van zowel brak- als zoetwaterschorren binnen de Zeeschelde toont aan dat de bestaande schorgebieden het laatste decennium niet of weinig in grootte zijn veranderd (df = 7; t = 0.111; P = en df = 27; t = 0.349; P = voor de respectievelijk brak- en zoetwaterschorren). Verder blijkt dat de bestaande brakwaterschorren binnen de Zeeschelde (n = 8) een gemiddelde omvang van 17.5ha hebben in tegenstelling tot de zoetwaterschorren met een gemiddelde oppervlakte van slechts 10.4ha (zie Figuur 48). Figuur 48. Temporele evolutie van de gemiddelde oppervlakte van zoet- en brakwaterschorren binnen de Zeeschelde over de periode van 1992 tot Wanneer we echter naar de evolutie van de vegetatiestructuur binnen deze schorgebieden kijken, dan blijkt deze wel drastisch te zijn veranderd over dezelfde periode (van 1992 tot 2003). Zo neemt het proportioneel aandeel van de vegetatiegemeenschappen die behoren tot het pionierstadium significant in oppervlakte af en dit zowel binnen zoet- (df = 27; t = 3.050; P = zie Figuur 49a) als brakwaterschorren (df = 5; t = 3.607; P = 0.015; zie Figuur 49a). Zo was in 1992 gemiddeld 23% van het oppervlak van de brakke schorren bezet door pioniersgemeenschappen en bedroeg dit in 2003 nog slechts 8,6% van de totale oppervlakte. Binnen zoetwaterschorren, waar de pioniersgemeenschappen globaal genomen een beperktere hoeveelheid oppervlakte innemen in vergelijking met de brakke schorren, is eveneens een opmerkelijke terugval waar te nemen, van 2,9% in 1992 naar 0.05% in 2003 (zie Figuur 49a). En gelijkaardige evolutie, hoewel iets minder drastisch, doet zich voor bij de proportionele oppervlakten die bezet worden door kruidachtige gemeenschappen (kortweg kruidachtige vegetatie ). Ook deze gemeenschappen blijken proportioneel significant in oppervlakte te zijn afgenomen over deze periode en dit zowel binnen brak- (df = 7; t = 2.898; P = 0.034; van gemiddeld 25.9% naar 14.8%; zie Figuur 49b) als zoetwaterschorren (df = 27; t = 3.894; P < 0.001; van gemiddeld 26.8% naar 14.1%, zie Figuur 49b). 102

107 Figuur 49. Temporele evolutie van het proportioneel aandeel van a) pioniervegetatie, b) kruidachtige vegetatie, c) rietvegetatie en c) struweel- en bosvegetatie in brak- en zoetwaterschorren van de Zeeschelde over de periode van 1992 tot A = schor van Ouden Doel en B = schor nabij de Temsebrug als typevoorbeelden voor respectievelijk braken zoetwaterschorren. Verder blijkt dat de gemeenschappen behorend tot het riet vegetatietype geen eenduidige evolutie vertonen binnen de verschillende schorgebieden (zie Figuur 49c). Zowel binnen brak- (df = 7; t = ; P = 0.461) als zoetwaterschorren (df = 27; t = 0.424; P = 0.675) zijn er schorgebieden waar het aandeel riet over deze periode toe- of afneemt. De gemiddelde oppervlakten van rietvegetaties evolueerde van 50.5% naar 63.7% in de brakke schorren en van 23.3% naar 22.3% in de zoetwaterschorren. Tot slot blijkt dat in vergelijking met de globale afname in het relatieve aandeel pionier - en kruidachtige vegetaties binnen de zoetwaterschorren, zich een duidelijke en significante evolutie van verstruweling en verbossing heeft voorgedaan (df = 27; t = ; P < 0.001; zie Figuur 49d). Het aandeel struweel en bos is het laatste decennium binnen de zoetwaterschorgebieden gemiddeld toegenomen van 47% naar 63% van het totale oppervlakte. 103

108 Figuur 50. Temporele evolutie van het aandeel pionier- (biezen), grasland-, riet- en kruidvegetatie binnen het schor van Ouden Doel als typevoorbeeld voor brakke schorren van de Zeeschelde over de periode van 1992 tot Concluderend kan men stellen dat er zich het afgelopen decennium een algemene achteruitgang heeft voorgedaan van de successiestadia die behoren tot de pioniersgemeenschappen en de kruidachtige gemeenschappen en dit binnen de brakwaterschorren door een toename in rietvegetaties (zie Figuur 50) en binnen de zoetwaterschorren door een proces van verstruweling en verbossing (zie Figuur 51). Deze typerende evolutie kan duidelijk worden waargenomen op de vegetatiekaarten van het schor van Ouden Doel (Figuur 50), als typevoorbeeld voor de brakwaterschorren, en het schor nabij de Temsebrug (Figuur 51), als typevoorbeeld voor de zoetwaterschorren, opgenomen in respectievelijk 1992 en Binnen het schor van Ouden Doel is het opvallend hoe over de periode van ruwweg 10 jaar, het proportioneel aandeel van de rietvegetatie fors is vooruitgegaan van 28.5% in 1992 naar 72.3% in Anderzijds valt de relatieve hoeveelheid aan oppervlakte die wordt bezet door het pioniervegetatietype van 34.5% terug naar slechts 10.2% over dezelfde periode. Binnen het schorgebied nabij de Temsebrug blijkt eveneens dat over dezelfde tijdspanne het areaal aan pioniergemeenschappen een sterke achteruitgang vertoont (van 9.2% in 1992 naar 0.05% in 2003, zie Figuur 51) en dat de verstruweling en verbossing over deze termijn stelselmatig is verdergegaan (van 65.2% naar 80.1% en van 1.3% naar 3.5% voor respectievelijk struweel- en bosvegetaties). 104

109 Figuur 51. Temporele evolutie van het aandeel pionier, biezen, riet, kruidachtige (ruigte), struweel en bosvegetatie binnen het schor nabij de Temsebrug als typevoorbeeld voor zoetwaterschorren van de Zeeschelde over de periode van 1992 tot Op basis van deze abundantiegegevens van de verschillende vegetatietypen binnen de verschillende schorgebieden kan op een relatief eenvoudige manier de vegetatiediversiteit per schorgebied worden berekend. Een veelgebruikte maat of index die hiervoor wordt gebruikt is de Shannon diversiteit index (H, Shannon & Weaver 1962), vermits deze een gecombineerde maat is voor het effect van rijkdom en abundantie (Magurran 1988; Lande 1996; Gering et al. 2003). 105

110 Deze index varieert doorgaans van 1 (lage diversiteit) tot 5 (hoge diversiteit) en maakt gebruik van de proportionele abundantie, P i van alle soorten (in dit geval vegetatietypen) in de staalname: Hierbij is soort i = 1 tot N, waarbij N het aantal soorten in de staalname is. Voor een welbepaalde staalname bereikt deze index dus zijn maximale waarde, (ln N), wanneer alle soorten in gelijke abundanties aanwezig zijn. Wanneer we kijken naar de algemene vegetatiediversiteit (Shannon diversiteit index) van de betreffende schorgebieden en dit over de periode 1992 tot 2003, dan blijkt dat deze significant afneemt binnen de zoetwaterschorren (df = 25; t = 2.232; P = 0.035; zie Figuur 52) in tegenstelling tot de brakwaterschorren waarbinnen de vegetatiediversiteit niet significant verandert over dezelfde periode (df = 7; t = 0.582; P = 0.579; zie Figuur 52). Figuur 52. Temporele evolutie van de vegetatiediversiteit (Shannon diversity index) in braken zoetwaterschorren van de Zeeschelde over de periode van 1992 tot A = schor van Ouden Doel en B = schor nabij de Temsebrug als typevoorbeelden voor respectievelijk braken zoetwaterschorren. Verder kan hieruit worden opgemaakt dat de brakke schorren, gemiddeld genomen monotoner zijn qua vegetatiediversiteit in vergelijking met de zoetwaterschorren. Met andere woorden kan gesteld worden dat binnen de zoetwaterschorren niet enkel een groter aantal plantengemeenschappen (of vegetatietypen) aanwezig zijn, maar dat het voorkomen van deze verschillende vegetatietypen eveneens gelijkmatiger is. In de brakwaterschorren daarentegen blijkt er zich doorgaans meer een dominantie van een welbepaald vegetatietype voor te doen (bv riet) en is het aantal vegetatietypen armer. 106

111 Ook wat betreft de floristische rijkdom van de verschillende schorgebieden blijkt dat de zoetwaterschorren binnen de Zeeschelde gemiddeld genomen soortenrijker zijn dan de brakke (49.7 en 39.6 soorten in respectievelijk zoet- en brakwaterschorren, zie Figuur 53). Verder blijkt dat hoewel de schorgebieden in 1992 iets soortenrijker waren in vergelijking met de toestand in 2003, deze afname niet significant is (df = 27; t = 0.475; P = en df = 7; t = 0.298; P = in respectievelijk zoet- en brakwaterschorren, zie Figuur 53). Ondanks het feit dat de vegetatiediversiteit over deze periode sterk is veranderd blijkt dat in termen van aan-/afwezigheid er geen verschillen optreden in de gemiddelde floristische soortenrijkdom per schorgebied. Figuur 53. Temporele evolutie van de gemiddelde floristische soortenrijkdom in brak- en zoetwaterschorren van de Zeeschelde over de periode van 1992 tot Tot slot kan de floristische samenstelling van een schorgebied worden uitgedrukt in termen van floristische kwaliteit of waardevolheid. Een veelgebruikte index die hiervoor gebruikt wordt is de floristische kwaliteitsindex (Lopez & Fennessy 2002; Cohen et al. 2004). Deze maat maakt gebruik van de zeldzaamheid van elke betreffende soort in functie van de totale floristische samenstelling van een betreffend gebied of staalname. De vergelijking van deze floristische kwaliteitsindex is: FQI = ZC ij / N j waarbij ZC ij de zeldzaamheidscoëfficiënt voor soort i op plaats j is en N het totaal aantal soorten op plaats j vertegenwoordigt (Herman et al. 1997). Door het feit dat ZC ij wordt gedeeld door de vierkantswortel van N verkleinen al te grote verschillen veroorzaakt door diversiteitextremen, waardoor deze maat geschikter is voor gebieden met een lagere diversiteit en vaak kleine oppervlaktes (Fennessy et al. 1998). Voor de zeldzaamheidsklasse van elke betreffende soort hebben we ons in deze studie gebaseerd op de globale indicatie maat van zeldzaamheid die voor de Vlaamse hogere planten werd afgebakend in Biesbrouck et al. (2001). Hierbij krijgt elke soort een bepaalde score die varieert van 1 (zeer algemeen) naar 10 (zeer zeldzaam). 107

112 Figuur 54. Temporele evolutie van de gemiddelde floristische kwaliteitsindex (FQI) in braken zoetwaterschorren van de Zeeschelde over de periode van 1992 tot Gebruikmakend van deze gemiddelde floristische kwaliteitsindex van brak- en zoetwaterschorren binnen de Zeeschelde, blijkt in eerste instantie dat de brakwaterschorren gemiddeld genomen hoger scoren (FQI = 23.9; zie Figuur 54) dan de zoetwaterschorren (FQI = 19.1; zie Figuur 54). In tegenstelling tot de floristische rijkdom per schorgebied, blijkt er zich echter wel een significante afname voor te doen over de periode van 1992 tot 2003, waarbij de floristische kwaliteitsindex van zowel brak- als zoetwaterschorren significant afneemt (df = 7; t = 3.472; P = en df = 27; t = 5.765; P < in respectievelijk braken zoetwaterschorren, zie Figuur 54) Sturende factoren en processen Het begrijpen van de drijvende mechanismen voor de vegetatiediversiteit en de soortenrijkdom is absoluut noodzakelijk willen we komen tot een afbakening van een beoordelingssysteem en het formuleren van mogelijke remediërende ingrepen wanneer de floristische kwaliteit ontoereikend zou zijn. Binnen de huidige zoet- en brakwaterschorren blijkt de vegetatiediversiteit noch geassocieerd te zijn met de soortenrijkdom (r = 0.261; P = 0.094), noch met de floristische kwaliteitsindex (FQI) (r = ; P = 0.178). Verder blijkt er zich evenmin een correlatie voor te doen tussen de soortenrijkdom en de floristische kwaliteitsindex (r = ; P = 0.099). 108

113 Figuur 55. Relatie tussen de oppervlakte van de schorgebieden en de vegetatiediversiteit (H = Shannon diversiteitsindex). Let op de log-schaal in de x-as. Om na te gaan of er zich mogelijke relaties voordoen tussen de vegetatiediversiteit, de soortenrijkdom en de floristische kwaliteitsindex enerzijds en morfologische kenmerken zoals oppervlakte, vormindex, kreekdensiteit, topografische heterogeniteit en isolatie anderzijds wordt gebruik gemaakt van multiple regressie-analyses (Sokal en Rohlf 1995). Indien noodzakelijk werden de variabelen log-getransformeerd om normaliteit van de residuelen te bekomen. Uit de analyse blijkt dat de vegetatiediversiteit binnen de schorgebieden significant en positief wordt beïnvloed wanneer de oppervlakte van de betreffende gebieden toeneemt (t 2,33 = 1.939; P = 0.045; zie Figuur 55). Figuur 56. Relatie tussen de vormindex van de schorgebieden en de vegetatiediversiteit (H = Shannon diversiteitsindex). 109

114 Ook de vormindex van de schorgebieden blijkt eveneens een significante invloed uit te oefenen op de diversiteit van de aanwezige vegetatietypen (t 2,33 = 2.898; P = 0.007; zie Figuur 56), waarbij een toenemende vormindex de vegetatiediversiteit doet verhogen. Figuur 57. Relatie tussen de kreekdensiteit [kreeklengte (m) / oppervlakte (m²)] binnen de schorgebieden en de vegetatiediversiteit (H = Shannon diversiteitsindex). Figuur 58. Relatie tussen de oppervlakte van de schorgebieden en de floristische soortenrijkdom. Let op de log-schaal in de x-as. Verder blijkt dat ook de densiteit van de kreken (kreeklengte per oppervlakte-eenheid) een significante en positieve invloed uitoefent op de aanwezige vegetatiediversiteit (t 2,33 = 3.477; P = 0.001; zie Figuur 57). 110

115 De resultaten tonen verder aan dat de floristische soortenrijkdom binnen dezelfde gebieden significant en positief wordt beïnvloed door de oppervlakte (t 2,35 = 3.895; P < 0.001; zie Figuur 58) en de vormindex (t 2,35 = 3.895; P < 0.001; zie Figuur 59). Figuur 59. Relatie tussen de vormindex van de schorgebieden en de floristische soortenrijkdom. Tot slot blijkt dat ook de floristische kwaliteitsindex (FQI) significant en positief wordt beïnvloed door een toenemende oppervlakte van de betreffende schorgebieden (t 2,35 = 2.584; P = 0.015; zie Figuur 60). Figuur 60. Relatie tussen de oppervlakte van de schorgebieden en de floristische kwaliteitsindex (FQI). Let op de log-schaal in de x-as. Naast een significant oppervlakte effect blijkt echter dat ook de ruimtelijke connectiviteit of isolatie (gemiddelde afstand tot de dichtstbijzijnde schorgebieden) een negatief en significante invloed uitoefent op de floristische kwaliteitsindex (t 2,35 = 2.584; P = 0.015; zie Figuur 61). Met andere woorden neemt de floristische kwaliteit van de schorgebieden 111

116 significant af wanneer deze binnen het Schelde-estuarium sterker geïsoleerd liggen t.o.v. de andere schorgebieden. Figuur 61. Relatie tussen de ruimtelijke isolatie van de schorgebieden t.o.v. de andere schorgebieden en de floristische kwaliteitsindex (FQI). Concluderend kunnen we stellen dat verschillende geomorfologische kenmerken, die binnen deze studie werden opgenomen, in belangrijke mate kunnen bijdragen tot de vegetatiediversiteit en soortenrijkdom. Zo blijkt ondermeer dat de schorren niet enkel een voldoende oppervlakte moeten bezitten om een diverse en soortenrijke vegetatie te herbergen, maar dat hun vorm eveneens in zeer belangrijke mate bijdraagt tot de floristische rijkdom van een schorgebied Keuze van de relevante parameters voor schorkwaliteit Zoals reeds eerder aangehaald (zie paragraaf 6) wordt er, binnen deze studie voor de beoordeling van de schorkwaliteit eveneens voor gekozen een beoordeling te maken op drie verschillende niveaus: het ecosysteem, het waterlichaam en de individuele schorren. Op ecosysteemniveau vervullen de schorren diverse aspecten van het estuarien functioneren. Een eerste vereiste om deze functies waar te kunnen maken is de aanwezigheid van voldoende areaal dat zich op duurzame wijze kan standhouden en de ruimte om dit te realiseren. Op dit niveau geldt de totaal aanwezige schoroppervlakte als parameter om de deze bijdrage van de schorren aan de ecosysteemfuncties te beoordelen. Dezelfde redenering gaat op voor elk waterlichaam. De totaal aanwezige schoroppervlakte binnen een waterlichaam geldt als parameter om de bijdrage van dit waterlichaam aan de estuariene functies met betrekking tot de schorren te beoordelen. Daarnaast wordt ook de gemiddelde kwaliteit van de individuele schorren in rekening gebracht. Naast de totale oppervlakte van de schorren is ook de duurzaamheid en de kwaliteit van de vegetatie van deze schorren belangrijk. Zij moeten borg staan voor de biodiversiteit en habitatfuncties. Deze kwaliteit wordt per individueel schor beoordeeld. De duurzaamheid van een schor hangt af van de beschikbare ruimte om het betreffende schorgebied de mogelijkheid te gunnen zich binnen de heersende hydromorfologische context volwaardig en duurzaam te 112

117 kunnen ontwikkelen in een dynamisch evenwicht van sedimentatie/erosie. De kwaliteit van de vegetatie wordt beoordeeld op basis van drie onafhankelijke kenmerken: vegetatiediversiteit, soortenrijkdom en floristische kwaliteitsindex (zie paragraaf 10.4) Afbakening van MEP/GEP en klassegrenzen Arealen Voor de afbakening van het MEP en het GEP voor de hoeveelheden areaal aan schor (op het niveau van het ecosysteem) maken we in deze studie gebruik van een combinatie van de berekende arealen via de hydromorfologische benadering enerzijds en de berekende arealen via de silicium benadering anderzijds. Op basis van de hydromorfologische benadering (beschreven onder paragraaf 7.1) werd een oppervlakte van 5433 ha schorgebied berekend die de noodzakelijke ruimte voor schorontwikkeling tussen GHW en GHWS weergeeft wanneer men ervan uitgaat dat over het volledige traject van de Zeeschelde duurzame schorontwikkeling moet kunnen plaatsvinden. Het is hierbij belangrijk op te merken dat vermits deze berekening gebaseerd is op een variabele breedte dat een schor nodig heeft, op basis van een vooraf afgebakend optimaal verval tussen hoog hoog waterlijn en de diepte van de vaargeul, deze areaalclaim evenzeer kan worden uitgedrukt in een welbepaalde threshold bandbreedte. Hoewel het onrealistisch is te verlangen dat deze ruimte over ooit beschikbaar zal zijn over de volledige lengte kan ze echter wel fungeren als definitie van het MEP (zie Tabel 36). We kunnen m.a.w. stellen dat een oppervlakte van 5433 ha noodzakelijk is, afhankelijk van de huidige diepte van de vaargeul en de huidige heersende getijamplitude, om duurzame schorontwikkeling over de volledige lengte te garanderen. Zoals reeds aangehaald kan deze areaal-claim, vermits deze gestoeld is op de heersende getijamplitude en de diepte van de vaargeul op elk punt langsheen de Zeeschelde, even goed worden uitgedrukt in een welbepaalde schorbreedte voor elk punt langsheen de vaargeul. Op eenzelfde manier kunnen eveneens de MEP-arealen worden berekend per waterlichaam (zie Tabel 36). Tabel 36. Afbakening van het MEP en het GEP voor de arealen schorgebied (ha) per waterlichaam en ecosysteem voor de Zeeschelde. Waterlichaam MEP* GEP** Huidig A 1570, B 1604, C 866, D 1392, E F G Ecosysteem 5433, * Afgebakend op basis van de hydromorfologische benadering, ** Afgebakend op basis van de silicium -benadering en per waterlichaam verder berekend gebruikmakend van de hydromorfologische benadering. Anderzijds is voor het goed functioneren van het ecosysteem (lees noodzakelijke hoeveelheid aan areaal schorgebied dat nodig is om de huidige silicium-tekorten op te vangen, zie 113

118 paragraaf 7.2.2), binnen de Zeeschelde een totaal van 2110 ha aan schorgebied nodig. In tegenstelling tot de afgebakende arealen volgens de hydromorfologische benadering, zijn deze oppervlakten aan schor met andere woorden noodzakelijk om het estuarien systeem zelfonderhoudend te laten functioneren en om aan een voldoende (minimale) ecologische kwaliteit te laten voldoen. Om deze reden baseren we ons dan ook op deze oppervlakte die we gebruiken als ondergrens voor het GEP op ecosysteemniveau. Om deze totale GEP-arealen ( ecosysteem -GEP) te vertalen naar oppervlakten per waterlichaam, hebben we er in een tweede fase voor gekozen deze omrekening uit te voeren rekening houdend met de hydromorfologische kenmerken/eisen binnen elk waterlichaam. Wetende dat het totale berekende GEP-areaal 39% bedraagt van het totale MEP-areaal (5433ha), en het feit dat de MEP-ondergrens kan worden berekend voor elk waterlichaam, kan de hoeveelheid GEPareaal per waterlichaam eveneens eenvoudig worden gedestilleerd op basis van deze verhouding (zie Tabel 36 en Tabel 37). Op basis van de ondergrens van het GEP voor de oppervlakten schor zijn vervolgens de grenzen bepaald voor een matige, slechte en zeer slechte toestand (zie Tabel 37). Tabel 37. Afbakening van de klassegrenzen van het MEP, het GEP, en de matige-, slechte- en zeer slechte toestand voor de arealen schorgebied (ha) per waterlichaam en ecosysteem voor de Zeeschelde. Waterlichaam MEP GEP Matig Slecht Zeer slecht EQR-t 1 >0,75 >0,50 >0,25 <0,25 A > 1570 > 610 > 407 > B > 1604 > 623 > 415 > C > 867 > 337 > 225 > D > 1392 > 540 > 360 > E F G Ecosysteem > 5433 > 2110 > 1407 > Het afbakenen van een areaal-ondergrens voor het GEP en voor het MEP per waterlichaam is binnen deze studie enkel gebeurd voor de waterlichamen die binnen de Zeeschelde vallen (waterlichaam A (Nederlandse grens Kennedy-tunnel), B (Kennedy-tunnel Durmemonding), C (Durmemonding Dendermonde) en D (Dendermonde Gent); zie Figuur 4). Het spreekt voor zich dat indien getijgegevens en batimetriegegegvens voor handen zijn voor de resterende waterlichamen ( E (Durme, zie Figuur 4), F (Zenne Dijle, zie Figuur 4), G (Grote Nete en Kleine Nete, zie Figuur 4) en het IJzerestuarium (Figuur 5)), dit eveneens a.d.h.v. dezelfde werkmethode kan worden uitgevoerd en berekend. 114

119 Duurzaamheid Op het niveau van de bestaande individuele schorgebieden kan, gebruikmakend van de hydromorfologische benadering (zie paragraaf 7.1), een GEP-ondergrens voor minimale bandbreedte (of schorareaal) worden afgebakend waaraan voldaan moet worden om het betreffende schorgebied de mogelijkheid te gunnen zich volwaardig en duurzaam te kunnen ontwikkelen (zie Figuur 62). De benodigde oppervlakte voor een gegeven schorgebied staat in relatie tot de lengte van het schorgebied langs de rivier-as en de treshold breedte op die plaats langs het estuarium en kan dus beschouwd worden als een maat voor de vormindex Figuur 62. Schematische voorstelling van de afbakening van de klassengrenzen voor de oppervlakten (ha) per schorgebied startend van het GEP of een goede ecologische toestand. Op basis van deze GEP-ondergrens kunnen dan op een eenvoudige manier de ondergrenzen worden afgebakend voor de matige, de slechte en de zeer slechte toestand (zie Tabel 38). 115

120 Tabel 38. Schematische voorstelling van de afbakening van de klassegrenzen van het GEP, en de matige, slechte en zeer slechte toestand voor de oppervlakte (ha) per individuelle schorgebied. Klassen Huidig areaal / GEP EQR-t GEP > 100 % >0,75 Matig > 66% >0,50 Slecht > 33% >0,25 Zeer slecht 0-33% <0, Kwaliteit van de vegetatie Voor de afbakening van de klassengrenzen voor de parameter vegetatiediversiteit binnen de schorgebieden wordt binnen deze studie gebruikgemaakt van zowel historische (opnamen van 1992 en 1996) als recente gegevens. Om in een volgende stap een afbakening te maken als ondergrens voor een goede ecologische toestand en onderliggende klassegrenzen, is een clusteringmethode (K-means clustering) gebruikt om clusters/groepen af te bakenen. Figuur 63. Vegetatiediversiteit (proporties van de verschillende vegetatietypen) van de vier typen zoetwater schorgebieden binnen de Zeeschelde die op basis van K-means clusteranalyse werden afgebakend. Deze clusteringmethode onderscheidt verschillende groepen op basis van hun proportioneel aandeel van verschillende aanwezige vegetatietypen (Hartigan 1975). De statistische significantie van de afgebakende groepen wordt hierbij getoetst aan de hand van variatie analyse (zie Hartigan 1975). Om de correctheid van de classificatie te evalueren werd tot slot de binnen -cluster variabiliteit vergeleken met de tussen -cluster variabiliteit. Als uiteindelijk aantal afgebakende clusters werd het resultaat van de clusteranalyse genomen waarbij de binnen -clustervariatie het kleinst was en de tussen -clustervariatie het grootst. 116

121 Tot slot dient vermeld dat deze procedure afzonderlijk werd uitgevoerd voor zowel zoetwaterschorren als brakwaterschorren. Op deze manier kunnen voor de zoetwaterschorren vier clusters of groepen worden onderscheiden die op basis van de proportionele verhouding pionier-, kruid-, riet- en struweel-bosvegetatie, significant van elkaar verschillen (zie Figuur 63). De eerste groep ( cluster 1 in Figuur 63) wordt gekenmerkt door een dominantie aan struweel- en bosvegetaties (87%) en een marginale aanwezigheid van pionier- (< 1%), kruid- (8%) en rietvegetatietypen (4%). Figuur 64. Afbakening van de klassegrenzen (a.d.h.v. K-means clusytering methode) op de vegetatiediversiteitsindices van de zoetwaterschorren binnen de Zeeschelde in 1992, 1996 en In een tweede groep ( cluster 2 ) is er nog steeds een aanzienlijke dominantie van struweelen bosvegetaties (73%), maar komen pionier-, kruid- en rietvegetatietypen reeds in grotere oppervlakten voor, respectievelijk 2%, 13% en 12% van het schorareaal. In een derde groep ( cluster 3 ), komt struweel- en bos-, pionier-, kruid- en rietvegetaties in respectievelijk 51%, 1%, 21% en 25% van de oppervlakte van de schorgebieden voor. Een laatste groep ( cluster 4 ) tot slot wordt gekenmerkt door de gemiddelde bedekking van 19% struweel- en bosvegetaties, 1% pioniervegetaties, 37% kruidachtige vegetatietypen en 42% rietachtige vegetatietypen. Door de evenwichtige aanwezigheid van de verschillende vegetatietypen in deze laatste groep (cluster 4 in Figuur 63), kunnen deze schorren beschouwd worden als schorgebieden die, wat de vegetatiediversiteit betreft, zich in een goede ecologische toestand bevinden. 117

122 Figuur 65. Vegetatiediversiteit (proporties van de verschillende vegetatietypen) van de drie typen brakwaterschorgebieden binnen de Zeeschelde die op basis van K-means clusteranalyse werden afgebakend. Bij vergelijking van de afgebakende groepen, aan de hand van de voorgaande clustertechniek, met de berekende vegetatie- diversiteitswaarden (zie Figuur 64), blijken de waarden van de vegetatiediversiteit (Shannon diversiteitsindex zie paragraaf 10.3.) weinig tot geen overlap te vertonen tussen de verschillende groepen die werden afgebakend (d.m.v. K-means clusteringmethode). Dit resultaat stelt ons dan ook in staat om op basis van de afgebakende groepen de ondergrenzen af te bakenen voor het GEP (vegetatie diversiteitsindex > 1.2, zie Figuur 64) en een matige (vegetatie diversiteitsindex > 1.05, zie Figuur 64), slechte (vegetatie diversiteitsindex > 0.8, zie Figuur 64) en zeer slechte toestand (vegetatie diversiteitsindex < 0.8, zie Figuur 64). Figuur 66. Afbakening van de klassegrenzen (a.d.h.v. K-means clusytering methode) op de vegetatiediversiteitsindices van de brakwaterschorren binnen de Zeeschelde in 1992, 1996 en

123 Gebruikmakend van dezelfde clustering procedure werden voor de brakwaterschorren drie groepen afgebakend die op basis van hun verhoudingen in vegetatietypen significant van elkaar verschillen (zie Figuur 65). Binnen deze brakwaterschorren konden slechts drie relevante (significant van elkaar verschillende) groepen worden afgebakend door het feit dat binnen deze schorgebieden minder vegetatietypen en schorgebieden aanwezig zijn. De eerste groep cluster 1 (zie Figuur 65), wordt gekenmerkt door een dominantie aan rietvegetaties (83%) en een marginale aanwezigheid van pionier- (11%) en kruidvegetaties (13%). In de tweede groep, cluster 2, is er nog steeds een aanzienlijke dominantie van rietachtige vegetatietypen (64%), maar is het aandeel van pionier- en kruidachtige vegetatietypen reeds groter, respectievelijk 14% en 22%. Opnieuw kan de laatste cluster ( cluster 3 ) beschouwd worden als een groep van schorgebieden waarbinnen de verschillende vegetatietypen relatief evenwichtig voorkomen (riet- 29%, pionier- 40% en kruidvegetatie 31%, zie Figuur 65). Opnieuw blijkt dat bij vergelijking van de afgebakende groepen met de berekende vegetatiediversiteit (zie Figuur 66), de waarden van de vegetatiediversiteit weinig tot geen overlap vertonen tussen de verschillende groepen die werden afgebakend (d.m.v. K-means clusteringmethode). Op basis van deze afgebakende groepen kunnen opnieuw de ondergrenzen worden afgebakend voor het GEP (vegetatiediversiteitsindex > 0.9, zie Figuur 66), een matige (vegetatiediversiteitsindex > 0.6, zie Figuur 66), en een slechte toestand (vegetatie diversiteitsindex < 0.6, zie Figuur 66). De ondergrens voor slechte toestand werd pragmatisch op 0.3 gebracht. In Tabel 39 worden de ondergrens van het GEP en de daaronder liggende klassegrenzen weergeven voor vegtatiediversiteit, de soortenrijkdom (sp-rijkdom) en de floristische kwaliteitsindex (FQI) voor zowel zoet- als brakwaterschorren binnen de Zeeschelde. Zoals reeds beschreven onder paragraaf 10.3 liggen voor de soortenrijkdom de klassegrenzen voor zoetwaterschorren hoger dan deze in de brakwaterschorren door het feit dat deze laatste globaal genomen soortenarmer zijn. Omgekeerd liggen de klassegrenzen voor de floristische kwaliteitsindex hoger in de brakke schorren dan deze in de zoete schorren, door het feit dat binnen deze brakwaterschorren een aanzienlijk groter aantal zeldzame soorten kan worden aangetroffen dan binnen de zoetwaterschorren. Tabel 39. Afbakening van de klassegrenzen van het GEP, en de matige, slechte en zeer slechte toestand voor vegetatiediversiteit (vegetatie-div), de soortenijkdom (sp-rijkdom) en de floristische kwaliteitsindex (FQI) voor zoet- en brakwaterschorren binnen de Zeeschelde. Zoet Brak Klassen EQR-t vegetatie-div sp-rijkdom FQI vegetatie-div sp-rijkdom FQI Voorlopig MEP* 1 1, ,4 1, ,4 GEP >0,75 >1,2 > 93 > 20,5 >0,9 > 54 > 25,6 Matig >0,50 >1,05 > 62 > 19,6 >0,6 > 36 > 23,8 Slecht >0,25 >0,8 > 31 > 17,7 >0,3 > 18 > 22 Zeer slecht <0,25 <0, ,7 <0, *Enkel voorlopig ingeschat om EQR te kunnen berekenen voor deze parameters. Door het feit dat onmogelijk kan geschat worden welke soortenrijkdom men kan verwachten en gesteld dat er verschillende soorten de afgelopen decennia uit de schorgebieden van de Zeeschelde zijn verdwenen (zie Vanallemeersch et al ), is in deze studie enkel de ondergrens van het goed ecologisch potentieel afgebakend voor de parameters die de 119

124 kwaliteit van de vegetatie weergeven. De daaronder liggende klassen werden pragmatisch equidistant afgebakend voor soortenrijkdom en floristische kwaliteitsindex. Voor de berekening van EQR is echter een MEP waarde nodig voor deze parameters. Voorlopig wordt dit eveneens op gelijke afstand van de onderklasse van het GEP gebracht. Gezien de grote druk door diverse factoren op de huidige schorren is het echter mogelijk en zelfs waarschijnlijk dat een realistisch MEP verder van het MEP verwijdert ligt. De echte MEP waarde voor de drie parameters kan pas vastgesteld worden wanneer de onverstoorde toestand en de invloed van de verstorende invloed van stressoren daarop beter kunnen ingeschat worden. Deze voorlopige aanpak zal vooral een vertekend beeld geven van de EQRs van > 0, Integratie van de parameters tot één EQR score De macrofyten voor overgangswateren kunnen beoordeeld worden op drie verschillende hiërarchische niveau s: Totale beoordeling Ecosysteem EQR totale schoroppervlakte Waterlichaam One out all out - EQR totale schoroppervlakte - gem EQR individuele schorren Individueel schor EQR = (EQR vorm-index*2 + EQR vegetatie)/3 Vorm-index Vegetatie EQR = (EQR vegetatiediversiteit*2 + EQR soortenrijkdom+eqr FQI)/4 Vegetatiediversiteit Soortenrijkdom Floristische kwaliteitsindex Op het niveau van het ecosysteem wordt gekeken naar de totale schoroppervlakte. Indien deze niet voldoet om GEP te bereiken verkeert het ecosysteem als geheel niet in een goede ecologische toestand, omdat de vaststelling van de ondergrens van GEP gebaseerd is op de eigenschappen van een functioneel ecosysteem. Binnen het ecosysteem kan dan nog verder verfijnd worden om de toestand van elk waterlichaam, de rapportage eenheid voor de KRW, te beoordelen zodat kan vastgesteld worden in welk waterlichaam zich prioritair maatregelen opdringen. De beoordeling van de schorren binnen een waterlichaam steunt op twee parameters: de totale schoroppervlakte binnen het waterlichaam en de gemiddelde EQR voor de individuele schorren binnen dat 120

125 waterlichaam. De totaalscore per waterlichaam wordt bepaald door de laagst scorende parameter. Indien beide parameters in dezelfde kwaliteitsklasse scoren wordt de gemiddelde EQR van beiden berekend. Binnen elk waterlichaam kunnen probleemschorren geïdentificeerd worden door individuele schor beoordeling. De EQR van een schor is gebaseerd op twee parameters (vormindex en vegetatie) en de eindscore wordt als volgt berekend: EQR schor= (2*EQRvormindex + EQR vegetatie)/3. EQR vormindex wordt bepaald door slechts één parameter: de oppervlakte van het schor in relatie tot de lengte langs de rivieras en het plaatselijk profiel van de rivier. EQR vegetatie wordt bepaald door drie parameters die in volgende formule gecombineerd worden: EQR vegetatie= (2*EQR vegetatiediversiteit + EQR soortenrijkdom + EQR FQI)/4. EQR s dienen voor deze beoordeling op elk niveau getransformeerd te worden naar een systeem met lineaire klassebreedtes volgens de methode die toegelicht wordt onder paragraaf Toepassing van de beoordelingsmethode op de Zeeschelde Arealen Wanneer we de huidige arealen schorgebied van de verschillende waterlichamen beoordelen op basis van de afgebakende klassengrenzen (zie paragraaf Fout! Verwijzingsbron niet gevonden.), dan blijkt dat alle waterlichamen, waarvoor gegevens voorhanden zijn, zich in een slechte tot zeer slechte toestand bevinden. Enkel het waterlichaam C scoort hierbij trouwens slecht (zie Tabel 40). Gezien het one out all out principe kunnen we hieruit al besluiten dat geen enkel waterlichaam van de Zeeschelde GEP haalt zonder dat hiervoor de kwaliteit en vegetatiekenmerken van ieder individueel schor moeten onderzocht worden. Tabel 40. Beoordeling van de huidige toestand voor de arealen schorgebied (ha) per waterlichaam en ecosysteem voor de Zeeschelde. Waterlichaam MEP GEP Matig Slecht Zeer slecht EQR-t A 195 0,24 B 122 0,15 C 203 0,45 D 90 0,13 E F G Ecosysteem 610 0,22 Logischerwijs scoort de Zeeschelde op het niveau van ecosysteem (som van de waterlichamen A, B, C en D) met zijn huidige oppervlakte aan schorgebieden (610 ha) eveneens ver onder de GEP-ondergrens en valt ze onder een zeer slechte toestand (zie Tabel 40). 121

126 Vorm-index Zoals beschreven in paragraaf kan volgens de in deze studie uitgewerkte beoordelingsmethode de duurzaamheid van de individuele schorgebieden beoordeeld worden zoals voorgesteld in Tabel 38 en Figuur 62. Gebruikmakend van deze methodologie kan op een eenvoudige en overzichtelijke manier de vormindex van elk schorgebied worden beoordeeld. Hierbij wordt aan de hand van de berekende minimale bandbreedte (en/of oppervlakte) van de betreffende schorgebieden en de huidige omvang van de schorgebieden beoordeeld of de schorgebieden voldoende ruimte hebben om zich op een duurzame manier te (kunnen) ontwikkelen. Figuur 67. Overzicht van waterlichaam A (deel van de Zeeschelde tussen de Nederlandse grens en de Kennedy-tunnel) met de verschillende schorgebieden. Voor het eerste waterlichaam (deel van de Zeeschelde tussen de Nederlandse grens en de Kennedy-tunnel), blijkt dat van de tien schorgebieden die zich binnen dit waterlichaam bevinden (zie Figuur 67), vier (Schor van Ouden Doel I, Schor van Ouden Doel II, Galgenschoor en het Paardenschor) een breedte (en oppervlakte) hebben die boven de GEPondergrens ligt (zie Tabel 41). Opmerkelijk hierbij is dat de schorgebieden Schor van Ouden Doel II en het Paardenschor, en het Schor van Ouden Doel I respectievelijk een factor vier en 122

127 drie groter zijn dan de afgebakende ondergrens voor het GEP. Binnen hetzelfde waterlichaam blijkt dat drie schorren (Groot Buitenschoor, Oosterweel en het Schor voor het Galgenweel, zie Figuur 67) zich in een slechte toestand bevinden en twee schorgebieden (Fort Liefkenshoek en St-Annastrand) een zeer slechte toestand scoren (zie Tabel 41). Tabel 41. Beoordeling van de huidige toestand voor de arealen van de schorgebieden (ha) binnen het waterlichaam A (deel van de Zeeschelde tussen de Nederlandse grens en de Kennedy-tunnel). GEP Matig Slecht Zeer slecht EQR-t Schorgebied Groot Buitenschoor 42 0,32 Schor van Ouden Doel I 296 1,00 Schor van Ouden Doel II 411 1,00 Galgenschoor 121 0,91 Fort Liefkenshoek 21 0,16 Oosterweel 35 0,27 St-Annastrand 30 0,23 Schor van Galgenweel 54 0,41 Paardenschor 398 1,00 Figuur 68. Overzicht van waterlichaam B (deel van de Zeeschelde tussen de Kennedy-tunnel en de Durmemonding) met de verschillende schorgebieden. 123

128 Voor het tweede waterlichaam (deel van de Zeeschelde tussen de Kennedy-tunnel en de Durmemonding), blijkt dat er zich van de tien schorgebieden binnen dit waterlichaam slechts drie gebieden (de Notelaar, Temsebrug en het Schor aan de Durmemonding I, zie Figuur 68) boven de GEP ondergrens bevinden (zie Tabel 42). Verder scoren de schorgebieden, KBR schor I en het Kijkverdriet (zie Figuur 68), een matige toestand, en de schorgebieden, KBR schor II en III, het Schor bij Niel en het Schor aan Brezenweiden (zie Figuur 68), een slechte toestand wat hun oppervlak betreft (zie Tabel 42). Tot slot komt uit de beoordeling naar voor dat het schorgebied, Schor bij Wintam, zich in een zeer slechte toestand bevind met een score van slechts 28% t.o.v. de berekende ondergrens voor het GEP (zie Tabel 42). Tabel 42. Beoordeling van de huidige toestand voor de arealen van de schorgebieden (ha) binnen het waterlichaam B (deel van de Zeeschelde tussen de Kennedy-tunnel en de Durmemonding). GEP Matig Slecht Zeer slecht EQR-t Schorgebied KBR schor I* 69 0,52 KBR schor II** 36 0,27 KBR schor III*** 34 0,26 Schor bij Niel 41 0,31 Schor bij Wintam 28 0,21 Schor Brezenweiden 42 0,32 Notelaar 125 0,94 Kijkverdriet 71 0,54 Temsebrug 125 0,94 Schor aan de Durmemonding 122 0,92 124

129 Figuur 69. Overzicht van waterlichaam C (deel van de Zeeschelde tussen de Durmemonding en Dendermonde) met de verschillende schorgebieden. Binnen het derde waterlichaam (het deel van de Zeeschelde tussen de Durmemonding en Dendermonde) blijkt dat van de 13 schorgebieden die binnen dit waterlichaam voorkomen vijf schorren ( t Stort bij Weert, Schor bij Branst, Driegoten, Schor bij Mariekerke en het Groot Schoor van Hamme, zie Figuur 69) een oppervlak hebben dat boven de ondergrens van het GEP ligt (zie Figuur 69). Het St-Amandsschoor zit met zijn huidig oppervlak net onder de afgebakende GEP-ondergrens en scoort bijgevolg een matige toestand (zie Tabel 43). De schorgebieden De Fles, Cramp, Schor van Vlassenbroek I en II, en het Groot Schoor van Grembergen (zie Figuur 69), die allen verder stroomopwaarts gelegen zijn, scoren wat hun oppervlak betreft een slechte toestand (zie Tabel 43). Tot slot blijkt dat de schorgebieden, Schor aan de Durmemonding II en het Schor bij de Gespoelde put (zie Figuur 69), een zeer slechte toestand bezitten en hun areaal respectievelijk slechts 16% en 18% vertegenwoordigt van de ondergrens van het GEP (zie Tabel 43). 125

130 Tabel 43. Beoordeling van de huidige toestand voor de arealen van de schorgebieden (ha) binnen het waterlichaam C (deel van de Zeeschelde tussen Durmemonding Dendermonde). GEP Matig Slecht Zeer slecht EQR-t Schorgebied Schor aan de Durmemonding I 16 0,12 t Stort bij Weert 128 0,96 Schor bij Branst 124 0,93 Driegoten 121 0,91 Schor bij Gespoelde put 19 0,14 Schor van Mariekerke St-Amandsschoor 92 0,69 Groot Schoor van Hamme De Fles 42 0,32 Cramp 64 0,49 Schor van Vlassenbroek I 45 0,34 Schor van Vlassenbroek II 45 0,34 Groot Schoor van Grembergen 57 0,43 Figuur 70. Overzicht van waterlichaam D (deel van de Zeeschelde tussen Dendermonde tot Gent) met de verschillende schorgebieden. 126

131 Voor het vierde en laatste waterlichaam (het deel van de Zeeschelde tussen Dendermonde en Gent) waarvoor een beoordeling kan worden uitgevoerd op basis van hun huidige omvang, blijkt dat er zich van de 9 schorgebieden die binnen dit deel van de Zeeschelde gelegen zijn, niet één een GEP - of matige toestand scoort. Vijf schorgebieden (het Pottelbergschor, Schor van Zele, Brede Schoren, Paddebeek, en het Schor bij Heusden, zie Figuur 70) scoren een slechte toestand (zie tabel 44), en de overige vier schorgebieden (Nieuw schor van Appels, Scheldschoor, Appelschor en het Konkelschoor, zie Figuur 70) scoren een zeer slechte toestand wat hun huidige oppervlakten betreft (zie Tabel 44). Tabel 44. Beoordeling van de huidige toestand voor de arealen van de schorgebieden (ha) binnen het waterlichaam D (deel van de Zeeschelde tussen Dendermonde en Gent). GEP Matig Slecht Zeer slecht EQR-t Schorgebied Pottelbergschor 60 0,45 Schor van Zele 62 0,47 Nieuw schor van Appels 23 0,17 Scheldeschoor 15 0,11 Appelschor 19 0,14 Brede schoren 56 0,42 Paddebeek 34 0,26 Konkelschoor 20 0,15 Schor bij Heusden 39 0, Vegetatie De kwaliteit van de schorvegetaties voor elk individueel schor wordt beoordeeld op basis van drie parameters respectievelijk vegetatiediversiteit, soortenrijkdom en floristische kwaliteit. Zoals reeds naar voor kwam (paragraaf 10.4), is het relevant deze verschillende niveaus in beschouwing te nemen vermits ze niet onderling gecorreleerd zijn en dus elk (deels) iets anders vertellen. Een goede beoordeling wat betreft de vegetatiediversiteit kan waardevoller worden geacht dan eenzelfde score op het niveau van de soortenrijkdom en/of floristische kwaliteit. Een hoge vegetatiediversiteit staat (doorgaans) garant voor schorgebieden waarbinnen zowel processen van sedimentatie als de daaropvolgende fixatie van het schor in evenwichtige hoeveelheden aanwezig zijn. Verder oefent een hoge vegetatiediversiteit ook op andere trofische niveaus (zoals vogels, insecten, etc..) een positieve invloed uit. Buiten het voorgaande om, dient eveneens te worden opgemerkt dat de vegetatiediversiteit op abundantiegegevens is gestoeld in tegenstelling tot de soortenrijkdom en de floristische kwaliteitsindex. Deze laatste zijn gebaseerd op aan-/afwezigheidgegevens, wat maakt dat ze met de nodige scepticisme moeten worden behandeld. Deze gedachtengang is gereflecteerd in de overkoepelende formule voor de kwaliteit van de vegetatie waarin de vegetatiediversiteit zwaarder doorweegt. Tot slot dient erop gewezen te worden dat het zinloos is de kwaliteit van de vegetatie te beoordelen voor schorgebieden zich in een zeer vroeg stadium van ontwikkeling bevinden. Dit laatste is de reden waarom de vegetaties van enkele schorgebieden, zoals het Paardeschor, Sint-Annastrand, Ketenisseschor en de Paddebeek, maar eveneens het IJzerestuarium, binnen deze studie niet werden beoordeeld. 127

132 Tabel 45. Beoordeling van de huidige toestand voor de vegetatiediversiteit, floristische rijkdom en de floristische kwaliteitsindex van de schorgebieden binnen het waterlichaam A (deel van de Zeeschelde tussen de Nederlandse grens en de Kennedy-tunnel). Schorgebied Veg-diversiteit EQR-t sp-rijkdom EQR-t FQI* EQR-t Groot Buitenschoor 0,60 0, ,75 25,42 0,73 Schor van Ouden Doel I 0,85 0, ,94 23,15 0,41 Schor van Ouden Doel II 0,93 0, ,50 26,79 0,91 Galgenschoor 0,77 0, ,81 21,16 0,24 Fort Liefkenshoek 0,19 0, ,24 20,43 0,23 Oosterweel 1,07 0, ,25 22,53 0,32 Schor van Galgenweel 0,35 0, ,24 21,77 0,25 * = Floristische kwaliteitsindex Tabel 46. Beoordeling van de huidige toestand voor de vegetatiediversiteit, floristische rijkdom en de floristische kwaliteitsindex van de schorgebieden binnen het waterlichaam B (deel van de Zeeschelde tussen de Kennedy-tunnel en de Durmemonding). Schorgebied Veg-diversiteit EQR-t sp-rijkdom EQR-t FQI* EQR-t KBR schor I 1,35 0, ,99 20,54 0,76 KBR schor II 1,05 0, ,32 18,80 0,39 KBR schor III 0,87 0, ,16 17,13 0,24 Schor bij Niel 1,30 0, ,20 21,79 1,11 Schor bij Wintam 1,23 0, ,53 20,11 0,64 Schor Brezenweiden 1,35 0, ,20 20,42 0,73 Notelaar 1,22 0, ,80 18,48 0,35 Kijkverdriet 1,22 0, ,18 18,93 0,41 Temsebrug 0,70 0, ,13 20,13 0,65 Schor aan de Durmemonding 1,35 0, ,34 19,60 0,50 * = Floristische kwaliteitsindex Tabel 47. Beoordeling van de huidige toestand voor de vegetatiediversiteit, floristische rijkdom en de floristische kwaliteitsindex van de schorgebieden binnen het waterlichaam C (deel van de Zeeschelde tussen Durmemonding Dendermonde). Schorgebied Veg- diversiteit EQR-t sp-rijkdom EQR-t FQI* EQR-t Schor aan de Durmemonding II 1,25 0, ,16 20,35 0,71 t Stort bij Weert 0,60 0, ,27 19,96 0,60 Schor bij Branst 0,99 0, ,51 19,92 0,59 Driegoten 0,69 0, ,31 19,58 0,50 Schor bij Gespoelde put 1,20 0, ,15 19,85 0,57 Schor bij Mariekerke 0,72 0, ,23 19,84 0,57 St-Amandsschoor 1,01 0, ,17 19,90 0,58 Groot Schoor van Hamme 1,08 0, ,75 17,93 0,28 De Fles 0,61 0, ,12 15,83 0,22 Cramp 1,04 0, ,15 18,39 0,34 Schor van Vlassenbroek I 1,32 0, ,39 19,63 0,51 Schor van Vlassenbroek II 1,15 0, ,53 16,88 0,24 Groot Schoor van Grembergen 1,14 0, ,22 18,77 0,39 * = Floristische kwaliteitsindex 128

133 Tabel 48. Beoordeling van de huidige toestand voor de vegetatiediversiteit, floristische rijkdom en de floristische kwaliteitsindex van de schorgebieden binnen het waterlichaam D (deel van de Zeeschelde tussen Dendermonde en Gent). Schorgebied Veg-diversiteit EQR-t sp-rijkdom EQR-t FQI* EQR-t Pottelbergschor 1,08 0, ,18 17,40 0,25 Schor van Zele 1,23 0, ,22 18,88 0,40 Nieuw schor van Appels 1,45 1, ,90 19,63 0,51 Scheldeschoor 1,19 0, ,28 18,85 0,40 Appelschor 1,01 0, ,15 19,26 0,46 Brede Schoren 1,31 0, ,50 20,69 0,87 Konkelschoor 1,09 0, ,10 19,86 0,64 Schor bij Heusden 1,18 0, ,15 20,05 0,75 * = Floristische kwaliteitsindex Eindscore per waterlichaam Vegetatiediversiteit, Soortenrijkdom en FQI kunnen nu elk omgezet worden naar EQR-t om de EQR voor de parameter vegetatie per individueel schor te berekenen. EQR vegetatie= (2*EQR vegetatiediversiteit + EQR soortenrijkdom + EQR FQI)/4. Samen met de EQR-t voor de vormindex van ieder schor kan dan de EQR van elk individueel schor berekend worden. EQR schor= (2*EQRvormindex + EQR vegetatie)/3. Gemiddelde EQR van alle individuele schorren binnen een waterlichaam vormt geeft dan de EQR voor de parameter schorkwaliteit binnen één waterlichaam. Per waterlichaam wordt de beoordeling van de gemiddelde schorkwaliteit vergeleken met die van de schoroppervlakte binnen dat waterlichaam. De eindbeoordeling gebeurt volgens het one out all out principe. Waterlichaam A Tabel 49. Beoordeling van de kwaliteit van de schorren in het waterlichaam A (deel van de Zeeschelde tussen de Nederlandse grens en de Kennedy-tunnel) op basis van vorm-index, vegetatiediversiteit, soortenrijkdom en floristische kwaliteitsindex. Schorgebied veg-diversiteit sp-rijkdom FQI vegetatie vormindex EQR schor Groot Buitenschoor 0,50 0,75 0,73 0,62 0,32 0,42 Schor van Ouden Doel I 0,71 0,94 0,41 0,69 1,00 0,90 Schor van Ouden Doel II 0,78 0,50 0,91 0,74 1,00 0,91 Galgenschoor 0,64 0,81 0,24 0,58 0,91 0,80 Fort Liefkenshoek 0,16 0,24 0,23 0,20 0,16 0,17 Oosterweel 0,89 0,25 0,32 0,59 0,27 0,37 Schor van Galgenweel 0,29 0,24 0,25 0,27 0,41 0,36 Kwaliteit van de schorren in waterlichaam A: 0,56 De gemiddelde kwaliteit van de schorren in waterlichaam A is matig. Voor de totale schoroppervlakte scoorde het waterlichaam A echter zeer slecht met een EQR van 0,24. De eindbeoordeling voor de schorren in waterlichaam A is dus zeer slecht. 129

134 Waterlichaam B Tabel 50. Beoordeling van de kwaliteit van de schorren in het waterlichaam B (deel van de Zeeschelde tussen de Kennedy-tunnel en de Durmemonding) op basis van vorm-index, vegetatiediversiteit, soortenrijkdom en floristische kwaliteitsindex. Schorgebied veg-diversiteit sp-rijkdom FQI vegetatie vormindex EQR schor KBR schor I* 0,93 0,99 0,76 0,91 0,52 0,65 KBR schor II** 0,51 0,32 0,39 0,43 0,27 0,33 KBR schor III*** 0,32 0,16 0,24 0,26 0,26 0,26 Schor bij Niel 0,88 0,20 1,11 0,77 0,31 0,46 Schor bij Wintam 0,78 0,53 0,64 0,68 0,21 0,37 Schor Brezenweiden 0,94 0,20 0,73 0,70 0,32 0,45 Notelaar 0,77 0,80 0,35 0,67 0,94 0,85 Kijkverdriet 0,78 0,18 0,41 0,54 0,54 0,54 Temsebrug 0,22 0,13 0,65 0,31 0,94 0,73 Schor aan de Durmemonding 0,94 0,34 0,50 0,68 0,92 0,84 Kwaliteit van de schorren in waterlichaam B: 0,55 De gemiddelde kwaliteit van de schorren in waterlichaam B is matig. Voor de totale schoroppervlakte scoorde het waterlichaam B echter zeer slecht met een EQR van 0,15. De eindbeoordeling voor de schorren in waterlichaam B is dus zeer slecht. Waterlichaam C Tabel 51. Beoordeling van de kwaliteit van de schorren in het waterlichaam C (deel van de Zeeschelde tussen Durmemonding Dendermonde) op basis van vorm-index, vegetatiediversiteit, soortenrijkdom en floristische kwaliteitsindex. Schorgebied veg-diversiteit sp-rijkdom FQI vegetatie vormindex EQR schor Schor aan de Durmemonding I 0,81 0,16 0,71 0,62 0,12 0,29 t Stort bij Weert 0,19 0,27 0,60 0,31 0,96 0,75 Schor bij Branst 0,44 0,51 0,59 0,49 0,93 0,79 Driegoten 0,22 0,31 0,50 0,31 0,91 0,71 Schor bij Gespoelde put 0,74 0,15 0,57 0,55 0,14 0,28 Schor van Mariekerke 0,23 0,23 0,57 0,31 1 0,77 St-Amandsschoor 0,46 0,17 0,58 0,42 0,69 0,60 Groot Schoor van Hamme 0,55 0,75 0,28 0,53 1 0,84 De Fles 0,19 0,12 0,22 0,18 0,32 0,27 Cramp 0,49 0,15 0,34 0,37 0,49 0,45 Schor van Vlassenbroek I 0,90 0,39 0,51 0,68 0,34 0,45 Schor van Vlassenbroek II 0,67 0,53 0,24 0,53 0,34 0,40 Groot Schoor van Grembergen 0,64 0,22 0,39 0,48 0,43 0,44 Kwaliteit van de schorren in waterlichaam C: 0,54 De gemiddelde kwaliteit van de schorren in waterlichaam C is matig. Voor de totale schoroppervlakte scoorde het waterlichaam C echter slecht met een EQR van 0,45. De eindbeoordeling voor de schorren in waterlichaam C is dus slecht. 130

135 Waterlichaam C Tabel 52. Beoordeling van de kwaliteit van de schorren in het waterlichaam D (deel van de Zeeschelde tussen Dendermonde en Gent) op basis van vorm-index, vegetatiediversiteit, soortenrijkdom en floristische kwaliteitsindex. Schorgebied veg-diversiteit sp-rijkdom FQI vegetatie vormindex EQR schor Pottelbergschor 0,55 0,18 0,25 0,38 0,45 0,43 Schor van Zele 0,78 0,22 0,40 0,55 0,47 0,50 Nieuw schor van Appels 1,06 0,90 0,51 0,89 0,17 0,41 Scheldeschoor 0,73 0,28 0,40 0,54 0,11 0,25 Appelschor 0,46 0,15 0,46 0,38 0,14 0,22 Brede schoren 0,88 0,50 0,87 0,78 0,42 0,54 Konkelschoor 0,56 0,10 0,64 0,47 0,15 0,26 Schor bij Heusden 0,71 0,15 0,75 0,58 0,30 0,39 Kwaliteit van de schorren in waterlichaam D: 0,38 De gemiddelde kwaliteit van de schorren in waterlichaam D is slecht. Voor de totale schoroppervlakte scoorde het waterlichaam D echter zeer slecht met een EQR van 0,13. De eindbeoordeling voor de schorren in waterlichaam D is dus zeer slecht Veldprotocol voor de beoordeling van de schorren Het referentiekader en de evaluatiemethode voor macrofyten die in deze studie voorgesteld worden, konden gerealiseerd worden dankzij de zeer uitvoerige informatie en data die in de loop der jaren op het IN samengebracht werden m.b.t. de schorren van de Zeeschelde. Het maken van vegetatieopnames, vegetatiekaarten, dtm s en orthofotomozaïeken is niet alleen zeer arbeidsintensief maar ook zeer duur. Hiermee moet rekening worden gehouden bij het opstellen van het monitoring protocol dat aan deze beoordelingsmethode gekoppeld is; dit moet praktisch uitvoerbaar en betaalbaar zijn. Naar inspanning om data te vergaren, zijn de geselecteerde parameters op te splitsen in twee categorieën. Op basis daarvan stellen we ook twee beoordelingsprotocollen voor: een minder gedetailleerde kosteffectieve beoordeling voor korte termijn toestandsmonitoring en een volledige meer arbeidsintensieve beoordeling op lange termijn toestandsmonitoring en voor operationele monitoring Monitoring volgens korte termijn intervallen: Een aantal van de schorkarakteristieken kunnen voldoende gedetailleerd en betrouwbaar opgevolgd worden d.m.v. satellietbeelden. De evolutie van het areaal op ecosysteem- en waterlichaamniveau, de vormindex van de individuele schorren, de kreekverwevenheid en de isolatie kunnen zo relatief snel en goedkoop in kaart gebracht worden. Aangezien deze verschillende morfologische kenmerken een sterke relatie/verband vertonen met de vegetatiekenmerken vegetatiediversiteit, soortenrijkdom en floristische kwaliteit kan dit op korte termijn (vb. intervallen van 3 jaar) een voldoende betrouwbaar beeld van de status en de evolutie van de schorren opleveren. Indien op die manier ergens een negatieve evolutie wordt waargenomen kan nog beslist worden om meer in detail in te zoomen op het probleemgebied. Het Pegasus project ( opent in die optiek misschien interessante 131

136 perspectieven omdat het meer gedetailleerder beelden zal opleveren die beduidend goedkoper zullen zijn dan gebiedsdekkende digitale orthofotomozaïeken Monitoring volgens langere termijn intervallen: Op langere termijn (bijvoorbeeld 6 jaar) blijft het echter wel noodzakelijk dat het ecosysteem, de verschillende waterlichamen en individuele schorgebieden op regelmatige basis grondig geëvalueerd worden, op basis van gebiedsdekkende vegetatiekartering, inventarisatie en vegetatieopnamen in permanente kwadraten. Ook indien uit de satellietbeelden kan afgeleid worden dat bepaalde schorgebieden sterk eroderen of in kwaliteit achteruitgaan, verdienen deze schorgebieden een prioriteit voor een gedetailleerde inventarisatie. 132

137 11 Literatuur Adriaensen, F., Van Damme, S., Van den Bergh, E., Brys, R., Cox, T., Jacobs, S., Konings, P., Maes, J., Maris, T., Mertens, W., Nachtergale, L., Struyf, E., Van Braeckel, A., Van Hove, D. & Meire, P. (2005) Instandhoudingsdoelstellingen Schelde-estuarium, Universiteit Antwerpen, Rapport Ecobe 05R.82, Antwerpen. Allen, J.R.L. (2000) Morphodynamics of Holocene salt marshes: a review sketch from the Atlantic and Southern North Sea coast of Europe. Quaternary Science Reviews 19, Armstrong, W., Wright, E.J., Lythe, S. & Gaynard, T.J. (1985) Plant zonation and the effects of the spring-neap tidal cycle on soil aeration in a humber salt marsh. Journal of Ecology 73, Baldwin, A.H. & Mendelssohn, I.A. (1998) Effects of salinity and water level on coastal marshes: an experimental test of disturbance as a catalyst for vegetation change. Aquatic Botany 61, Bertness, M.D. (1991) Interspecific interactions among high marsh perennials in a New England salt marsh. Ecology 72, Bertness, M.D., Wikler, K. & Chatkupt, T.O.M. (1992) Flood tolerance and the distribution of Iva frutescens across New England salt marshes. Oecologia 91, Biesbrouck, B., Es, K., Van Landuyt, W., Vanhecke, L., Hermy, M. & Van den Brempt, P. (2001) Een ecologisch register voor hogere planten als instrument voor het natuurbehoud in Vlaanderen. VLINA 00/01. Billen G. and J. Garnier (1997). The Phison River Plume: coastal eutrophication in response to changes in land use and water management in the watershed. Aquatic Microbial Ecology, 13: Bledsoe, B.P. & Shear, T.H. (2000) Vegetation along hydrologic and edaphic gradients in a North Carolina coastal plain creek bottom and implications for restoration. Wetlands 20, Bornette, G., Amoros, C. & Lamouroux, N.L. (1998b) Aquatic plant diversity in riverine wetlands: the role of connectivity. Freshwater Biology 39, Bornette, G., Amoros, C., Piegay, H., Tachet, J. & Hein, T. (1998a) Ecological complexity of wetlands within a river landscape. Biological Conservation 85, Brian, D., Harrington, T.J. & Dundon, P. (2005) Effects of salinity and inundation regime on growth and distribution of Schoenoplectus triqueter. Aquatic Botany 81, Brose, U. (2001) Relative importance of isolation, area and habitat heterogeneity for vascular plant species richness of temporary wetlands in east-german farmland. Ecography 24, Brose, U. (2003) Bottom-up control of carabid beetle communities in early successional wetlands: mediated by vegetation structure or plant diversity? Oecologia 135, Cabecadas, G., Nogueira, M. & Brogueira, M.J. (1999) Nutrient dynamics and productivity in three European estuaries. Marine Pollution Bulletin 38,

138 Cattrijsse, A., Makwaia, E.S., Dankwa, H.R., Hamerlynck, O. & Hemminga, M.A. (1994) Nekton communities of an intertidal creek of a European estuarine brackish marsh. Marine Ecology Progress Series 109, Cattrijsse, A., Mees, J. & Hamerlynck, O. (1993) The hyperbenthic Amphipoda and Isopoda of the Voordelta and the Westerschelde estuary. Marine Biology 34, Cohen, M.J., Carstenn, S. & Lane, C.R. (2004) Evaluation of floristic quality indices for biotic assessment of depressional marsh condition in Florida. Ecological Application 14, Colijn, F. & DEJONGE, VN Primary production of microphytobenthos in the Ems- Dollard estuary. Marine Ecology Progress Series 14 (2-3): Costa, C.S., Marangoni, J.C. & Azevedo, A.M. (2003) Plant zonation in irregularly flooded salt marshes: relative importance of stress tolerance and biological interactions. Journal of Ecology 91, Criel, B., Muylaert, W., Hoffmann, M., De Loose, L. & Meire, P. (1999) Vegetatiemodellering van de buitendijkse gebieden langs de Zeeschelde. Onderzoek Milieu-effecten Sigmaplan (OMES), AMIS DS7.2, deelstudie 8. Cugier P., Billen G., Guillaud J.F., Garnier J., é Ménesguen A. (2005) Modelling the eutrophication of the Seine Bight (France) under historical, present and future riverine nutrient loading. Journal of Hydrology in press. De Jong, D. (2004) KaderRichtlijnWater, bepaling referentiesituatie en P-REF/P-GET en opstellen maatlatten voor planten in de zoute en brakke watertypen K1, K2, O2 en M32. Eindrapport RIKZ/OS/ W. De Lyon, M.J.H. & Roelofs, J.G.M. (1986) Waterplanten in relatie tot waterkwaliteit en bodemgesteldheid. Laboratorium voor Aquatische Oecologie, Katholieke Universiteit, Nijmegen. Decamps, H. (1993) River margins and environmental change. Ecological Application 3, Drake, P. & Arias, A.M. (1991) Composition and seasonal fluctuations of the ichthyoplankton community in a shallow tidal channel of Cadiz Bay (S.W. Spain). Journal of Fish Biology 39, Escaravage V, Ysebaert T, Herman PMJ (2004) Description of the maximal and good ecological potentials (MEP/GEP) for the benthic macrofauna for the European Water Framework Directive (WFD), The Westerschelde. Report No. NIOO-CEME , KNAW-NIOO, Centre for Estuarine and Marine Ecology, Yerseke. Esselink, P., Helder, G.J.F., Aerts, B.A. & Gerdes, K. (1997) The impact of grubbing by Greylag Geese (Anser anser) on the vegetation dynamics of a tidal marsh. Aquatic Botany 55: Fennessy, M.S., Gray, M., Lopez, R.D. & Mack, J. (1998) An ecological assessment of wetlands using reference sites. Final report to U.S. EPA. Ohio Environmental Protection Agency, Division of Surface Water, Columbus, Ohio, USA. Fischer, J.M., Klug, J.L., Reed-Andersen, T. & Chalmers, A.G. (2000) Spatial pattern of localized disturbance along a southeastern salt marsh tidal creek. Estuaries 23, Forman, R.T.T. & Godron, M. (1981) Patches and structural components for a landscape ecology. Bioscience 31,

139 French, J.R. (1993) Numerical simulation of vertical marsh growth and adjustment to accelerated sea-level rise, north Norfolk, U.K. Earth Surface Processes and Landforms 18, Gering, J.C., Crist, T.O. & Veech, J.A. (2003) Additive partitioning of species diversity across multiple spatial scales: implications for regional conservation of biodiversity. Conservation Biology 17, Golterman, H.L. (1995) The labyrinth of nutrient cycles and buffers in wetlands: Results based on research in the Camargue (southern France). Hydrobiologia 315, Grace, J.B. (1989) Effects of waterdepth on Typha latifolia and Typha domingensis. American Journal of Botany 76, Hacker, S.D. & Bertness, M.D. (1999) Experimental evidence for factors maintaining plant species diversity in a New England salt marsh. Ecology 80, Hackney, C.T., & Yelverton, G.F. (1990) Effects of human activities and seal level rise on wetland ecosystems in the Cape Fear River estuary, North Carolina, USA. pp in D.F. Whigham, Good, R.E. & Kvet, U. editors. Wetland ecology and management: case studies. Kluwer Academic, Dordrecht, The Netherlands. Hansen, J.D. & Castelle, A.J. (1999) Insect diversity in soils of tidal and non-tidal wetlands of Spencer Island, Washington. Journal of the Kansas Entomological Society 72, Hartigan, J.A. (1975) Clustering Algorithms. Wiley and Sons Inc., New York. Heip C.H.R, N.K. Goosen, P.M.J. Herman, J. Kromkamp, J.J. Middelburg & K. Soetaert, Production and consumption of biological particles in temperate tidal estuaries. Oceanogr. Mar. Biol. Ann. Rev. 33: Herman PMJ, Middelburg JJ, Van de Koppel J, Heip CHR (1999) Ecology of estuarine macrobenthos. In: Advances in Ecological Research, Vol 29, Vol 29, p Herman, K.D., Reznicek, A.A., Masters, L.A., Wilhelm, G.S., Penskar, M.R. & Brodowicz, W.W. (1997) Floristic quality assessment: development and application in the State of Michegan (USA). Natural Areas Journal 17, Hoffmann, M. (1993) Vegetatiekundig-ecologisch onderzoek van de buitendijkse gebieden langs de Zeeschelde met vegetatiekartering. Universiteit Gent, 223 pp. Holt, R.D., Lawton, J.H., Polis, G.A. & Martinez, N.D. (1999) Trophic rank and the speciesarea relationship. Ecology 80: Hopkins, D.R. & Parker, V.T. (1984) A study of the seed bank of a salt marsh in northern San Fransisco Bay (USA). American Journal of Botany 71, IPCC (2001) Climate Change 2001: Impacts, Adaptation, and Vulnerability, ed. McCarthy, J.J., Canziani, O.F., Leary, N.A., Dokken, D.J. & White, K.S. Cambridge, UK: Cambridge University Press: 1000 pp. Jean, M. & Bouchard, A. (1993) Riverine wetland vegetation importance of small-scale and large-scale environmental variation. Journal of Vegetation Science 4, Jochems H., Schneiders A., Denys L. & Van den Bergh E Typologie van de oppervlaktewateren in Vlaanderen. Eindverslag van het project VMM. KRLWtypology 2001 IN.O Jones, G. (1994) Global warming, sea level change and the impact on estuaries. Marine Pollution Bulletin 28,

140 Kalliola, R. & Puhakka, M. (1988) River dynamics and vegetation mosaicism : a case study of the River Kamajohka, northernmost Finland. Journal of Biogeography 15, Kearny, M.S. & Stevenson, J.C. (1991) Island land loss and marsh vertical accretion rate evidence for historical sea-level changes in Chesapeake Bay. Journal of Coastal Research 7, Keddy, P.A. (1989) Effects of competition from shrubs on herbaceous wetland plants: a 4- year field experiment. Cannadian Journal of Botany 67, Keer, G.H. & Zedler, J.B. (2002) Salt marsh canopy architecture differs with the number and composition of species. Ecological Applications 12, Kennish, M.J. (2002) Environmental threats and environmental future of estuaries. Environmental Conservation 29, Kornman B., Van den Bergh E., Bertheloot M., Cathelain M., Kyramarios M. & Martin E. (2004). Kust- en overgangswater, thematisch rapport P10 InterregIIIB NWE Scaldit. VMM, Erembodegem. Krieg, H-J Die Entwicklung eines modifizierten Potamon-Typie-Indexes (QK Benthische Wirbellosenfauna) zur Bewertung des Okologischen Zustands der Tideelbe von Geesthacht bis zur Seegrenze: Methodenbeschreibung AeTI (Aestuar=Typie-Index) und Anwendungsbeispiele. Project AeTI V. 1.0 (ARGE ELBE/FHH WG ELBE 2005). ( Lande, R. (1996) Statistics and partitioning of species diversity, and similarity among multiple communities. Oikos 76, Leloup, E. & B. Konietzko, Recherches biomogiques sur les eaux saumâtres dus Bas- Escaut. Verhandelingen van het Koninklijk Belgisch Instituut voor Natuurwetenschappen 132, 100 pp. Lemaire, E., Abril, G., De Wit, R. & Etcheber, H. (2002) Distribution of phytoplankton pigments in nine European estuaries and implications for an estuarine typology. Biogeochemistry 59, Leonard, G.H. (2000) Latitudinal variation in species interactions: a test in the New England rocky intertidal zone. Ecology 81, Leonard, L.A. (1997) Controls of sediment transport and deposition in an incised mainland marsh basin, southeastern North Carolina. Wetlands 17, Lopez, R.D. & Fennessy, M.S. (2002) Testing the floristic quality assessment index as an indicator of wetland condition. Ecological Applications 12, MacArthur, R.H. & Wilson, E.O. (1967) Island biogeography. Princeton Univ. Press, Princeton, NJ. MacIntyre, H.L., Geider, R.J. & Miller, D.C. (1996) Microphytobenthos: the ecological role of the secret garden of unvegetated, shallow marine habitats. 1. Distribution, abundance and primary production. Estuaries 19, Maes, J., Van Damme, S., Meire, P. & Ollevier, F. (2004) Statistical modeling of seasonal and environmental influences on the population dynamics of an estuarine fish community. Marine Biology 145, Magurran, A.E. (1988) Ecological diversity and its measurement. Princeton University Press, Princeton, New York. 136

141 Mees, J., Cattrijsse, A. & Hamerlynck, O. (1993) Distribution and abundance of shallow water hyperbenthic mysids (Crustacea, Mysidacea) and euphausiids (Euphausiacea) in the Voordelta and the Westerschelde, southwest Netherlands. Marine Biology 34, Michaelis, H., H. Fock, M. Grotjahn & D. Post, The status of intertidal zoobenthic brackisch-water species in estuaries of the German Bight. Neth. J. Sea Res. 30: Morris, R.K.A., Reach, I.S., Duffy, M.J., Collins, T.S. & Leafe, R.N. (2004) On the loss of saltmarshes in south-east England and the relationship with Nereis diversicolor. Journal of Applied Ecology 41, Morzaria-Luna, H., Callaway, J.C., Sullivan, G. & Zedler, J.B. (2004) Relationship between topographic heterogeneity and vegetation patterns in a Californian salt marsh. Journal of Vegetation Science 14, Muylaert, K Distribution and dynamics of protist communities in a freshwater tidal estuary. Doctoraatscriptie Universiteit Gent, Faculteit Wetenschappen, Gent, 192 p. Muylaert, K., Sabbe, K. & Vyverman, W. (2000) Spatial and temporal dynamics of phytoplankton communities in a freshwater tidal estuary (Scheldt, Belgium). Estuarien Coastal and Shelf Science 38, Neaam, S., Chapin, F., Costanza, R., Ehrlich, P., Golley, F., Hooper, D., Lawton, J., O Neil, R., Mooney, H., Sala, O., Symstad, A. & Tilman (1999) Biodiversity and ecosystem functioning: maintaining natural life support processes. Issues in Ecology 4, Neaam, S., Thompson, L.J., Lawler, S.P., Lawton, J.H. & Woodfin, R.M. (1994) Declining biodiversity can alter the performance of ecosystems. Nature 368, Nilsson, C., Grelsson, G., Johansson, M., Sperens, U. (1989) Patterns of plant species richness along river banks. Ecology 70, Noe, G.B. & Zedler, J.B. (2000) Differential effects of four abiotic factors on the germination of salt marsh annuals. American Journal of Botany 87, Noe, G.B. (2002) Temporal variability matters: effects of constant vs. varying moisture and salinity on germination. Ecological Monographs 72, Orson, R.A., Warren, R.S. & Niering, W.A. (1998) Interpreting sea level rise and rates of vertical marsh accretion in a southern New England tidal salt marsh. Estuarine Coastal and Shelf Science 47, Ouborg, J.N. (1993) Isolation, population size and extinction: the classical and metapopulation approaches applied to vascular plants along the Dutch Rhine-system. Oikos 66, Paramor, O.A.L. & R.G. Hughes The effects of bioturbation and herbivory by the polychaete Nereis diversicolor on loss of saltmarsh in south-east England. Journal of Applied Ecology 41: Pennings S.C., Grant M.B. & Bertness M.D. (2005) Plant zonation in low-latitude salt marshes: disentangling the roles of flooding, salinity and competition. Journal of Ecology 93, Pennings, S.C. & Callaway, R.M. (1992) Marsh plant zonation: the relative importance of competition and physical factors. Ecology 73,

142 Pethick, J.S. (1981) Long-term accretion rates on tidal salt marshes. Journal of Sedimentary Petrology 51, Pringle, A.W. (1995) Erosion of a cyclic salt-marsh in Morecambe Bay, North-West England. Earth Surface Processes and Landforms 20: Redfield, A.C., Ketchup, B.A. & Richards, F.A. (1963) The influence of organisms on the composition of sea-water, p In: The sea. N.M. Hill (Ed.) Wiley. Redfield, A.C. (1958) The Biological control of chemical factors in the environment. American scientist 46: Reed, D.J. (1989) Patterns of sediment deposition in subsiding coastal marshes, Terrebonne Bay, Louisiana: the role of winter storms. Estuaries 12, Reed, D.J. (1995) The response of coastal marshes to sea-level rise: survival or submergence? Earth Surface Processes and Landforms 20, Reed, D.J., Spencer, T., Murray, A.L., French, J.R. & Leonard, L. (1999) Marsh surface sediment deposition and the role of tidal creeks: implications for created and managed coastal marshes. Journal of Coastal Conservation 5, Sabbe, K. & Vyverman, W. (1991) Distribution of benthic diatom assemblages in the Westernschelde estuary (Zeeland, the Netherlands). Belgian Journal of Botany 124, Sanchez, J.M., SanLeon, D.G. & Izco, J. (2001) Primary colonisation of mudflat estuaries by Spartina maritima (Curtis) Fernald in Northwest Spain: vegetation structure and sediment accretion. Aquatic Botany 69: Sanderson, E.W., Ustin, S.L. & Foin, T.C. (2000) The influence of tidal channels on the distribution of salt marsh plant species in Petaluma Marsh, CA, USA. Plant Ecology 146, Scarsbrook, M.R. & Townsend, C.R. (1993) Stream community structure in relation to spatial and temporal variation: a habitat template study of two contrasting New Zealand streams. Freshwater Biology 29, Seys, J., M. Vincx & P. Meire, 1999a. Macrobenthos van de Zeeschelde, met bijzondere aandacht voor het voorkomen en de rol van Oligochaeta. Rapport Instituut voor Natuurbehoud Brussel. Seys, J., M. Vincx, & P. Meire, 1999b. Spatial distribution of Oligochaeta (Clitellata) in the tidal freshwater and brackish parts of the Schelde estuary (Belgium). Hydrobiologia 406: Shannon, C.E. & Weaver, W. (1962) The mathematical theory of communication. University of Illinois Press, Urbana, IL. Shi, Z. (1993) Recent saltmarsh accretion and sea level fluctuations in the Dyfi Estuary, central Cardigan Bay, Wales, UK. Geo-Marine Letters 13, Shumway, S.W. & Bertness, M.D. (1992) Salt stress limitation of seedling recruitment in a salt marsh plant community. Oecologia 92, Snow, A. & Vince, S.W. (1984) Plant zonation in an Alaskan salt marsh. II. An experimental study of the role of edaphic conditions. Journal of Ecology 72, Soetaert K, Herman PMJ (1995) Carbon Flows in the Westerschelde Estuary (the Netherlands) Evaluated by Means of an Ecosystem Model (Moses). Hydrobiologia 311:

143 Soetaert, K., Herman, P.M.J., Kromkamp, J Living in the twilight: estimating net phytoplankton growth in the Westerschelde estuary (The Netherlands) by means of an ecosystem model (MOSES). Journal of Plankton Research 16: Soetaert, K., Middelburg, J.J., Meire, P., Van Damme, S. & Maris, T. Long-term change in dissolved organic nutrients in the heterotrophic Scheldt estuary (Belgium, the Netherlands). Limnology & Oceanography (in press). Sokal, R. & Rohlf, F.J. (1995) Biometry. The Principles and Practice of Statistics in Biological Research. W.H. Freeman and Co., New York, NY. Staats, N., Stal, L.J., de Winder, B. & Mur, L.R. (2000) Oxygenic photosynthesis as driving process in exopolysaccharide production of benthic diatoms. Marine Ecology-Progress Series 193, Stikvoort E, Berrevoets C, Kuijper M, Lefèvre F, Liek G-J, Lievaart M, van Maldegem D, Meininger P, Peters B, Pouwer A, Schippers H, Wijsman J (2003) Monitoring van de effecten van de verruiming Report No. MOVE-rapport 7: MOVE Hypothesendocument Onderliggende rapportage bij MOVE-rapport 8 (deel A en B) Evaluatierapport Rapport RIKZ/ , Rijksinstituut voor Kust en Zee, Middelburg Strayer, D.L. & L.C. Smith Relationships between zebra mussels (Dreissena polymorpha) and unionid clams during the early stages of the zebra mussel invasion of the Hudson River. Freshwater Biology 36: Strayer, D.L., L.C. Smith & D.C. Hunter Effects of the zebra mussel (Dreissena polymorpha) invasion on the macrobenthos of the freshwater tidal Hudson River. Can. J. Zool. 76: Struyf, E. (2005). De rol van zoetwaterschorren in de estuariene siliciumcyclus (Scheldeestuarium) [The role of freshwater marshes in estuarine silica cycling (Scheldt estuary)]. PhD Thesis. Universiteit Antwerpen: Antwerpen, Belgium. 162 pp. Struyf, E., Van Damme, S., Gribsholt, B. & Meire, P. (2005) Freshwater marshes as dissolved silica recyclers in an estuarine environment (Schelde estuary, Belgium). Hydrobiologia 540, Temmerman, S., Govers, G., Meire, P. & Wartel, S. (2003) Modelling long-term tidal marsh growth under changing tidal conditions and suspended sediment concentrations, Scheldt estuary, Belgium. Marine Geology 193, Underwood, G.J.C. & Kromkamp, J. (1999) Primary production by phytoplankton and microphytobenthos in estuaries. Advanced Ecological Research 29, Van Damme S, Van Hove D, Ysebaert T, de Deckere E, Van den Bergh E, Meire P (2003) Ontwikkelen van een score of index voor fytoplankton, macrozoöbenthos, macro-algen en angiospermen voor de Vlaamse overgangswateren volgens de Europese Kaderrichtlin Water. Report No. ECOBE 03-R54, Universiteit Antwerpen, Onderzoeksgroep Ecosysteembeheer, Wilrijk. Van de Koppel, J., van der Wal, D., Bakker, J.P. & Herman, P.M.J. (2005) Self-organization and vegetation collapse in salt marsh ecosystems. The American Naturalist 165: E1- E12. Van den Bergh E., Buysse D., Coeck J., Gyselings R., Mertens W., Van Braeckel A., Breine J., Vandecasteele B., Muylaert K., Du Laing G., Maes J., Soetaert K., & Van Damme S. (2005). Zeeschelde. In. Dumortier, M., De Bruyn, L., Hens, M., Peymen, J., Schneiders, A., Van Daele, T., Van Reeth, W., Weyembergh, G., and Kuijken, E. 139

144 Natuurrapport 2005: toestand van de natuur in Vlaanderen: cijfers voor het beleid,. Brussel, Instituut voor Natuurbehoud (IN). Mededeling van het Instituut voor Natuurbehoud. P Van den Bergh, E., Huiskes, A., Criel, B., Hoffmann, M. & Meire, P. (2001) Biodiversiteit op de scheldeschorren. De Levende Natuur, 102, Van den Bergh E., Van Damme S., Gravenland J., de Jong, D., Baten, I. & Meire, P. (2005) Ecological rehabilitation of the Schelde estuary (The Netherlands Belgium; Northwest Europe): linking ecology, safety against floods, and accessibility for por development. Restoration Ecology 13, Van den Bergh E., Van Damme, S., Graveland, J., de Jong, D.J., Baten, I. & Meire, P. (2003) Studierapport natuurontwikkelingsmaatregelen ten behoeve van de Ontwikkelingsschets 2010 voor het Schelde-estuarium. Rapport RIKZ/OS/ x. van den Berg M.S. red. (2004). Achtergrondrapportage referenties en maatlatten fytoplankton. Rapportage van de expertgroep fytoplankton. Versie oktober STOWA rapport. 41pp. van der Molen, Referenties en concept-maallatten voor de rivieren voor de Kaderrichtlijn Water. STOWA Rapport Van der Peijl, M.J. & Verhoeven, J.T.A. (1999) A model of carbon, nitrogen and phosphorus dynamics and their interactions in river marginal wetlands. Ecological Modelling 118, Van Spaendonk, J.C.M., Kromkamp, J.C. & De Visscher P.R.M. (1993) Primairy production of phytoplankton in a turbid coastal plain estuary, the Westerschelde (the Netherlands). Netherlands Journal of Sea Research, 31, 3, Van Wichelen J., Denys L., Lioard M., Dasseville R. & Vijverman W Ontwikkelen van scores of ndices voor he biologisch kwaliteitselement fytoplankton voor de Vlaamse rivieren, meren en overgangswateren overeenkomstig de Europese Kaderrichtlijn Water. Eindrapport VMM.AMO.SCALDIT.fytoplankton. UGent. 100p. Vanallemeersch, R., Hoffmann, M. & Meire, P. (in prep.) Ontwerpbeheersplan van het staatsnatuurreservaat Slikken en Schorren van de Schelde en Durme. Vanderborght, J.P., Wollast, R., Loijens, M. & Regnier, P. (2002) Application of a transportreaction model to the estimation of biogas fluxes in the Scheldt estuary. Biogeochemistry 59, Verbessem, I., Ysebaert, T., Van den Bergh, E., De regge, N., Soors, J., and Kuijken, E jaar monitoring op het Groot Buitenschoor. Rapport IN. 02/107. Brussel, Instituut voor Natuurbehoud. Verslycke, T., Ghekiere, A. & Janssen, C.R. (2004) Seasonal and spatial patterns in cellular energy allocation in the estuarine mysid Neomysis integer (Crustacea : Mysidacea) of the Scheldt estuary (The Netherlands). Journal of Experimental Marine Biology and Ecology 306, Vivian-Smith, G. (1997) Micro-topographic heterogeneity and floristic diversity in experimental wetland communities. Journal of Ecology 85, VIWC, De Europese Kaderrichtlijn Water. Een leidraad.33pp. D/2001/6871/004. Vroon, J., Storm, C. & Coosen, J. (1997) Westerschelde, stram of struis? Eindrapport van het project Oostwest, een studie naar de beïnvloeding van fysische en verwante biologische 140

145 patronen in een estuarium. Rapport RIKZ Rijkswaterstaat RIKZ Middelburg. ISBN Ward, J.V. (1998) Riverine landscapes: biodiversity patterns, disturbance regimes, and aquatic conservation. Biological Conservation 83, Ward, L.G., Kearny, M.S. & Stevenson, J.C. (1998) Variations in sedimentary environments and accretionary patterns in estuarine marshes undergoing rapid submergence. Chesapeake Bay. Marine Geology 151, Wettstein W, Schmid B (1999) Conservation of arthropod diversity in montane wetlands: effect of altitude, habitat quality and habitat fragmentation on butterflies and grasshoppers. Journal of Applied Ecology 36, Wolff WJ (1973) The estuary as a habitat. An analysis of the data in the soft-bottom macrofauna of the estuarine area of the rivers Rhine, Meuse, and Scheldt. Zoologische Verhandelingen 126:1-242 Ysebaert T, Herman PMJ (2002) Spatial and temporal variation in benthic macrofauna and relationships with environmental variables in an estuarine, intertidal soft-sediment environment. Marine Ecology-Progress Series 244: Ysebaert T, Herman PMJ (2003) Het beoordelen van de ecologische toestand van kust- en overgangswateren aan de hand van benthische macro-invertebrateb (macrobenthos). Report no. NIOO-CEME , KNAW-NIOO, Centre for Estuarine and Marine Ecology, Yerseke. Ysebaert T, Herman PMJ (2004) The assessment of the ecological status of coastal and transitional waters based on benthic macroinvertebrates: classification and intercalibration within the Water Framework Directive. Report No. NIOO-CEME Report KNAW-NIOO, Centre for Estuarine and Marine Ecology, Yerseke. Ysebaert T, Herman PMJ, Meire P, Craeymeersch J, Verbeek H, Heip CHR (2003) Largescale spatial patterns in estuaries: estuarine macrobenthic communities in the Schelde estuary, NW Europe. Estuarine, Coastal and Shelf Science 57: Ysebaert T, Meire P, Herman PMJ, Verbeek H (2002) Macrobenthic species response surfaces along estuarine gradients: prediction by logistic regression. Marine Ecology- Progress Series 225:79-95 Ysebaert T., M. Fettweis, P. Meire & M. Sas Benthic variability in intertidal softsediments in the mesohaline part of the Schelde estuary. Hydrobiologia 540: Ysebaert, T., Macrobenthos and waterbirds in the estuarine environment: Spatiotemporal patterns at different scales. PhD thesis, University of Antwerp. Communications of the Institute of Nature Conservation, 16: 175p. Ysebaert, T., L. De Neve & P. Meire, The subtidal macrobenthos in the mesohaline part of the Schelde estuary (Belgium): influenced by man? Journal of the Marine Biological Association UK 80: Ysebaert, T., Meire, P., Maes, D. & Buijs, J., The bentic macrofauna along the estuarine gradient of the Scheldt estuary. Netherlands journal of aquatic ecology 27 (2-4) Zedler, J.B., Callaway, J.C. & Sullivan, G. (2001) Declining biodiversity: Why species matter and how their functions might be restored in Californian tidal marshes. Bioscience 51,

146 Zedler, J.B., Callaway, J.C., Desmond, J.S., Vivian, S.G., Williams, G.D., Sullivan, G., Brewster, A.E. & Bradshaw, B.K. (1999) Californian salt-marsh vegetation: an improved model of spatial pattern. Ecosystems 2,

147 12 Lijst van de figuren FIGUUR 1. STAPPENPLAN VOOR DE ONTWIKKELING VAN EEN ECOLOGISCHE CLASSIFICATIE METHODIEK VAN DE OPPERVLAKTES OPGELEGD IN DE KRW (CIS-REFCOND 2003)... 6 FIGUUR 2. AFBAKENING VAN DE ECOLOGISCHE KWALITEITSRATIO (EQR) VOLGENS DE KRW (CIS- REFCOND 2003)... 7 FIGUUR 3. AFBAKENING VAN DE REFERENTIEOMSTANDIGHEDEN IN NATUURLIJKE EN STERK VERANDERDE WATERLICHAMEN... 9 FIGUUR 4. OVERZICHT VAN HET SCHELDE-ESTUARIUM MET DE ZEVEN VERSCHILLENDE AFGEBAKENDE WATERLICHAMEN: A) NEDERLANDSE GRENS KENNEDY-TUNNEL, B) KENNEDY-TUNNEL DURMEMONDING RUPPEL, C) DURMEMONDING DENDERMONDE, D) DENDERMONDE GENT, E) DURME F) ZENNE DIJLE, EN G) GROTE NETE EN KLEINE NETE FIGUUR 5. OVERZICHT VAN HET IJZERESTUARIUM FIGUUR 6. DE IMPACT VAN NATUURLIJKE EN ANTHROPOGENE FACTOREN OP DE GETIJ- EN SCHORDYNAMIEK VAN HET SCHELDE-ESTUARIUM FIGUUR 7. EVOLUTIE VAN DE GEMIDDELDE HOOGWATERLIJN EN DE GEMIDDELDE LAAGWATERLIJN IN HET SCHELDE ESTUARIUM NABIJ ANTWERPEN OVER DE PERIODE VAN 1900 TEM FIGUUR 8. VERSCHIL IN GEMIDDELDE GETIJ-AMPLITUDE PER MEETSTATION IN HET SCHELDE-ESTUARIUM TYSSEN DE PERIODE EN FIGUUR 9. SIMULATIE VAN DE VERTICALE GROEI VAN SCHORGEBIEDEN IN HET SCHELDE-ESTUARIUM DE KOMENDE 100 JAAR ONDER EEN SCENARIO VAN DE VERWACHTE TOENAME VAN DE GEMIDDELDE HOOGWATERLIJN (UIT TEMMERMAN ET AL. 2003) FIGUUR 10. DE EVOLUTIE VAN SLIK- EN SCHOR-AFNAME VAN HET SCHORGEBIED NABIJ DE TEMSEBRUG VAN 1992 TOT FIGUUR 11. SCHEMATISCH OVERZICHT VAN DE IMPACT VAN EEN TOENEMENDE GETIJDYNAMIEK OP EEN FICTIEF INTERTIDAAL SCHORGEBIED, WAARBIJ A) SCHORREN KUNNEN AFKALVEN OF B) DE OVERGANGSZONE STEILER WORDT FIGUUR 12. CUMULATIEVE PROPORTIONELE AFNAME T.O.V. DE INITIËLE TOESTAND IN 1850 VAN DE GROTE SLIK- EN SCHORAREALEN BINNEN DE ZEESCHELDE OVER DE PERIODE FIGUUR 13. HISTORISCHE EVOLUTIE VAN DE SCHORAREALEN NABIJ ANTWERPEN OVER DE PERIODE FIGUUR 14. SCHEMATISCH OVERZICHT VAN DE SCHAALAFHANKELIJKE BENADERING BIJ DE BEOORDELING VAN MACROFYTEN IN DE VLAAMSE OVERGANGSWATEREN FIGUUR 15. GEMIDDELD TOPOGRAFISCH PROFIEL VAN HET SCHOR DE NOTELAAR. GHHW = GEMIDDELD HOOG HOOGWATERLIJN, GHW = GEMIDDELD HOOGWATERLIJN (SLIK/SCHORGRENS), GLW = GEMIDDELD LAAGWATERLIJN (SLIK/WATERGRENS) FIGUUR 16. OVERZICHT VAN DE DRIE TYPEN VAN SCHORREN DIE OP BASIS VAN HET GEMIDDELDE TOPOGRAFISCHE PROFIEL KUNNEN WORDEN AANGETROFFEN IN DE ZEESCHELDE. A = GHHW SLIK/SCHORGRENS; B = SLIK/SCHORGRENS GLW; C = GLW VAARGEUL FIGUUR 17. VOORBEELD VAN DE BEREKENDE THRESHOLD OPPERVLAKTEN VOOR DE ZEESCHELDE NABIJ TEMSE OP BASIS VAN DE DIEPTE VAN DE VAARGEUL (DTM 2001) EN DE GETIJGEVENS (GLW, GHW EN GHHW) FIGUUR 18. VOORBEELD VAN DE BEREKENDE THRESHOLD SCHOROPPERVLAKTEN EN DE HUIDIGE AREALEN VOOR DE SCHORGEBIEDEN NABIJ KRUIBEKE-BAZEL-RUPPELMONDE OP BASIS VAN DE DIEPTE VAN DE VAARGEUL EN DE GETIJGEVENS FIGUUR 19. CHLOROFYL A (MG.M-3) MODELRESULTATEN VOOR 2001 (HUIDIG SCENARIO, RODE LIJN) T.O.V. DE GEMETEN TOESTAND IN 2001 (BLAUWE PUNTJES), VAN JANUARI (1E PLOT) T.E.M. DECEMBER (LAATSTE PLOT); AFSTAND TOT MELLE IN KM FIGUUR 20. CHLOROFYL A (MG.M-3) MODELRESULTATEN VOOR HET PRISTIEN SCENARIO (RODE LIJN) T.O.V. DE GEMETEN TOESTAND IN 2001 (BLAUWE PUNTJES), VAN JANUARI (1E PLOT) T.E.M. DECEMBER (LAATSTE PLOT); AFSTAND TOT MELLE IN KM FIGUUR 21. CHLOROFYL A (MG.M-3) MODELRESULTATEN VOOR HET 1950 SCENARIO (RODE LIJN) T.O.V. DE GEMETEN TOESTAND IN 2001 (BLAUWE PUNTJES), VAN JANUARI (1E PLOT) T.E.M. DECEMBER (LAATSTE PLOT); AFSTAND TOT MELLE IN KM

148 FIGUUR 22. CHLOROFYL A (MG.M-3) MODELRESULTATEN VOOR HET 2015 SCENARIO (WAARBIJ AAN ALLE EUROPESE RICHTLIJNEN IS VOLDAAN, RODE LIJN) T.O.V. DE GEMETEN TOESTAND IN 2001 (BLAUWE PUNTJES), VAN JANUARI (1E PLOT) T.E.M. DECEMBER (LAATSTE PLOT); AFSTAND TOT MELLE IN KM FIGUUR 23. PROCESKETEN IN EEN ESTUARIEN ECOSYSTEEM IN RELATIE TOT MENSELIJKE ACTIVITEITEN ZOALS ENGINEERING WERK IN HET ECOSYSTEEM EN WATERBEHEER IN HET STROOMGEBIED FIGUUR 24. RELATIEVE SOORTENSAMENSTELLING VAN HET MACROBENTHOS IN RIVIERECOSYSTEMEN (PTI) EN ESTUARIA (AETI). UIT KRIEG, HET ESTUARIUM OMVAT DE VOLLEDIGE ZOUT-BRAK- ZOET GRADIËNT FIGUUR 25. AANTAL TAXA EN HET AANTAL SOORTEN PER TAXUM ALS REFERENTIE VOOR TWEE TYPES ZOETWATERGETIJDENGEBIED IN HET ELBE-ESTUARIUM (=FLIEßGEWÄSSERTYP 20 SANDGEPRÄGTER TIEFLANDSTROM (BOVENSTE GRAFIEK) EN FLIEßGEWÄSSERTYP 22 MARSCHENGEWÄSSER (ONDERSTE GRAFIEK)). SAMENGESTELD UIT DE SOORTENLIJSTEN UIT KRIEG, FIGUUR 26. INDELING VAN DE SOORTEN NAAR ZOUTTOLERANTIE (LINKSE GRAFIEK) EN STROMINGSVOORKEUR (RECHTSE GRAFIEK) VOOR TWEE TYPES ZOETWATERGETIJDENGEBIED IN HET ELBE-ESTUARIUM (=FLIEßGEWÄSSERTYP 20 SANDGEPRÄGTER TIEFLANDSTROM (BOVENSTE GRAFIEK) EN FLIEßGEWÄSSERTYP 22 MARSCHENGEWÄSSER (ONDERSTE GRAFIEK)). SAMENGESTELD UIT DE SOORTENLIJSTEN UIT KRIEG, FIGUUR 27. AANTAL TAXA EN HET AANTAL SOORTEN PER TAXON WAARGENOMEN IN DE BENEDEN ZEESCHELDE (GRENS-LIEFKENSHOEK) IN DE PERIODE FIGUUR 28. HET AANTAL SOORTEN, DICHTHEID EN BIOMASSA WAARGENOMEN OP VIJFTIG STATIONS LANGSHEEN DE SALINITEITSGRADIËNT VAN HET SCHELDE-ESTUARIUM. UIT: YSEBAERT ET AL., FIGUUR 29. BENTHOSBIOMASSA IN HET ZOETWATERGETIJDENGEBIED VAN DE ZEESCHELDE: VARIATIE IN BENTHOS BIOMASSA IN 1996, 1999 EN 2002 MET AANDUIDING VAN HET GEMIDDELDE (LINKSE GRAFIEK);GEMIDDELDE BIOMASSA (± SE) WAARGENOMEN OP DE SLIKKEN IN 1996, 1999 EN 2002 (MIDDELSTE GRAFIEK); GEMIDDELDE BIOMASSA (± SE) WAARGENOMEN IN HET SUBTIDAAL IN FIGUUR 30. DE DRIE BEOORDELINGSNIVEAU S MACROBENTHOS IN OVERGANGSWATEREN BINNEN DE HIËRARCHISCHE, SCHAALAFHANKELIJKE BENADERING EN HUN ONDERLINGE VERBANDEN FIGUUR 31. RELATIE TUSSEN DE SYSTEEM-GEMIDDELDE MACROBENTHISCHE BIOMASSA EN DE PRIMAIRE PRODUCTIE IN ONDIEPE, GOED GEMENGDE ESTUARIENE SYSTEMEN (AANGEPAST DOOR ESCARAVAGE ET AL. (2004) NAAR HERMAN ET AL. (1999)). ESTUARIA WORDEN AANGEDUID MET DE VOLGENDE AFKORTINGEN: YT-.YTHAN ESTUARY, GR-.GREVELINGEN, OS-.OOSTERSCHELDE,, BI-.BALGZAND (70 S), B2-.BALGZAND (80 S), BF-.BAY OF FUNDY, EW-.EEMS OUTER SIDE, ED-.EEMS INNER SIDE, VM-.VEERSE MEER, SFB-.SAN FRANCISCO BAY, SF2-.SAN FRANCISCO BAY AFTER INVASION BY POTOMOCORBULA, LY-.LYNHER ESTUARY, WS2-.WADDEN SEA, COL-.COLUMBIA RIVER, LIS-.LONG ISLAND SOUND, CB.CHESAPEAKE BAY, SO-.SOMME ESTUARY, SE SEINE ESTUARY. DE AANGEDUIDE LIJNEN STAAN VOOR DE BGRAZ: PPRIM RATIO WAARDE 1/10 EN DE RESULTATEN VAN MESOCOSM EN MODEL EXPERIMENTEN (UIT ESCARAVAGE ET AL., 2004) FIGUUR 32. BRUTTO EN NETTO PRIMAIRE PRODUCTIE (RESPECTIEVELIJK BP EN NP) IN HET SCHELDE ESTUARIUM GEMETEN EN/OF BEREKEND DOOR SPAENDONK ET AL. (1993) (BP COMPARTIMENTEN 1-8), MUYLAERT ET AL (1999) (BP COMPARTIMENTEN 9-20 EN NP COMPARTIMENTEN 14-20), SOEATAERT ET AL (1994) (NP COMPARTIMENTEN 1-13) FIGUUR 33. MAATLAT EN AFBAKENING VAN DE KLASSENGRENZEN VAN HET MEP, GEP, EN DE MATIGE (MODERATE), SLECHTE (POOR) EN ZEER SLECHTE (BAD) TOESTAND VOOR DE RELATIE TUSSEN BIOMASSA BENTHOS EN PRIMAIRE PRODUCTIE FIGUUR 34. RELATIE TUSSEN SYSTEEMGEMIDDELDE BENTHOSBIOMASSA EN DE GEMIDDELDE PRIMAIRE PRODUCTIE, MET EN ZONDER INBEGRIP VAN FILTERFEEDERS. DE GEKLEURDE LIJNEN VERWIJZEN NAAR VERSCHILLENDE SCENARIO S: ROOD = HUIDIGE TOESTAND, BLAUW = PRISTIEN SCENARIO, GEEL = PRE-COLLAPSE SCENARIO (1950), GROEN = TOEKOMSTSCENARIO (2015)). UIT ADRIAENSEN ET AL., VOOR MEER DETAILS WORDT NAAR DIT RAPPORT VERWEZEN FIGUUR 35. HIERARCHISCHE STRUCTUUR VAN DE INDICATOREN EN SUB-INDICATOREN FIGUUR 36. AANDUIDING VAN DE STATIONS IN DE BENEDEN ZEESCHELDE MET ONDERSCHEID VAN DE ECOTOPEN

149 FIGUUR 37. AANDUIDING VAN DE MONSTERPUNTEN IN DE IJZERMONDING MET ONDERSCHEID VAN DE DRIE ECOTOPEN. (DOOR EEN FOUTIEVE CONVERSIE TUSSEN DE COÖRDINATENSTELSELS ED50- >LAMBERT, VERSCHIJNEN DE MONSTERPUNTEN BUITEN HET STUDIEGEBIED) FIGUUR 38. VEREENVOUDIGD SCHEMA VAN DE MOGELIJKE INTERACTIES TUSSEN DE VEGETATIE EN DE OPHOGING VAN SCHORGEBIEDEN FIGUUR 39. VEGETATIEONTWIKKELING OP DE SLIK- EN SCHORGEBIEDEN BINNEN HET ZOETWATER- INTERDAAL GEBIED FIGUUR 40. VEGETATIEONTWIKKELING OP DE SLIK- EN SCHORGEBIEDEN BINNEN HET BRAKWATER- INTERTIDAAL GEBIED FIGUUR 41. SCHEMATISCH OVERZICHT VAN EEN ZOETWATERSCHOR IN DE ZEESCHELDE MET DE GEMIDDELDE SOORTENRIJKDOM (SPP. N) EN DE GEMIDDELDE FLORISTISCHE QUALITEITSINDEX (FQI) PER VEGETATIETYPE (PIONIERVEGETATIE, KRUIDVEGETATIE, RIETVEGETATIE, STRUWEELVEGETATIE EN BOSVEGETATIE) FIGUUR 42. TWEE QUA VORM-INDEX STERK CONTRASTEREN SCHORGEBIEDEN, A) SCHOR VAN MARIEKERKE EN B) SCHELDESCHOOR FIGUUR 43. VORM-INDEX VAN DE SCHORGEBIEDEN BINNEN HET SCHELDE-ESTUARIUM UITGEZET T.O.V. DE OPPERVLAKTE FIGUUR 44. DE RELATIE TUSSEN ISOLATIE (AFSTAND TOT HET DICHTSTBIJZIJNDE SCHORGEBIED) EN A) DE RELATIEVE POSITIE BINNEN HET SCHELDE-ESTUARIUM, EN B) DE GROOTTE VAN DE SCHORREN.97 FIGUUR 45. ILLUSTRATIE HOE A) HOMOGENE VS. B) HETEROGENE TOPOGRAFIE VAN SCHORGEBIEDEN OP BASIS VAN HET DTM KUNNEN WORDEN OMGEZET IN FREQUENTIEDISTRIBUTIES. A) SCHOR BIJ GESPOELDE PUT EN B) DE NOTELAAR FIGUUR 46. KREEKLENGTE PER M² IN RELATIE TOT DE GROOTTE VAN HET SCHORGEBIED (HA) FIGUUR 47. DRIE TYPES SCHORGEBIEDEN MET HUN GRAAD VAN KREEKDIFFERENTIATIE (PROPORTIONEEL AANDEEL VAN DE VERSCHILLENDE VERTAKKINGORDES) AFGELEID D.M.V. K-MEANS CLUSTERING- ANALYSE. DE VOORBEELDSCHORREN ZIJN: A) BUNT, B) SCHOR VAN MARIEKERKE EN C) SCHOR TUSSEN BARBIERBEEK EN KALLEBEEK FIGUUR 48. TEMPORELE EVOLUTIE VAN DE GEMIDDELDE OPPERVLAKTE VAN ZOET- EN BRAKWATERSCHORREN BINNEN DE ZEESCHELDE OVER DE PERIODE VAN 1992 TOT FIGUUR 49. TEMPORELE EVOLUTIE VAN HET PROPORTIONEEL AANDEEL VAN A) PIONIERVEGETATIE, B) KRUIDACHTIGE VEGETATIE, C) RIETVEGETATIE EN C) STRUWEEL- EN BOSVEGETATIE IN BRAK- EN ZOETWATERSCHORREN VAN DE ZEESCHELDE OVER DE PERIODE VAN 1992 TOT A = SCHOR VAN OUDEN DOEL EN B = SCHOR NABIJ DE TEMSEBRUG ALS TYPEVOORBEELDEN VOOR RESPECTIEVELIJK BRAKKE- EN ZOETWATERSCHORREN FIGUUR 50. TEMPORELE EVOLUTIE VAN HET AANDEEL PIONIER- (BIEZEN), GRASLAND-, RIET- EN KRUIDVEGETATIE BINNEN HET SCHOR VAN OUDEN DOEL ALS TYPEVOORBEELD VOOR BRAKKE SCHORREN VAN DE ZEESCHELDE OVER DE PERIODE VAN 1992 TOT FIGUUR 51. TEMPORELE EVOLUTIE VAN HET AANDEEL PIONIER, BIEZEN, RIET, KRUIDACHTIGE (RUIGTE), STRUWEEL EN BOSVEGETATIE BINNEN HET SCHOR NABIJ DE TEMSEBRUG ALS TYPEVOORBEELD VOOR ZOETWATERSCHORREN VAN DE ZEESCHELDE OVER DE PERIODE VAN 1992 TOT FIGUUR 52. TEMPORELE EVOLUTIE VAN DE VEGETATIEDIVERSITEIT (SHANNON DIVERSITY INDEX) IN BRAK- EN ZOETWATERSCHORREN VAN DE ZEESCHELDE OVER DE PERIODE VAN 1992 TOT A = SCHOR VAN OUDEN DOEL EN B = SCHOR NABIJ DE TEMSEBRUG ALS TYPEVOORBEELDEN VOOR RESPECTIEVELIJK BRAKKE- EN ZOETWATERSCHORREN FIGUUR 53. TEMPORELE EVOLUTIE VAN DE GEMIDDELDE FLORISTISCHE SOORTENRIJKDOM IN BRAK- EN ZOETWATERSCHORREN VAN DE ZEESCHELDE OVER DE PERIODE VAN 1992 TOT FIGUUR 54. TEMPORELE EVOLUTIE VAN DE GEMIDDELDE FLORISTISCHE KWALITEITSINDEX (FQI) IN BRAK- EN ZOETWATERSCHORREN VAN DE ZEESCHELDE OVER DE PERIODE VAN 1992 TOT FIGUUR 55. RELATIE TUSSEN DE OPPERVLAKTE VAN DE SCHORGEBIEDEN EN DE VEGETATIEDIVERSITEIT (H = SHANNON DIVERSITEITSINDEX). LET OP DE LOG-SCHAAL IN DE X-AS FIGUUR 56. RELATIE TUSSEN DE VORMINDEX VAN DE SCHORGEBIEDEN EN DE VEGETATIEDIVERSITEIT (H = SHANNON DIVERSITEITSINDEX) FIGUUR 57. RELATIE TUSSEN DE KREEKDENSITEIT [KREEKLENGTE (M) / OPPERVLAKTE (M²)] BINNEN DE SCHORGEBIEDEN EN DE VEGETATIEDIVERSITEIT (H = SHANNON DIVERSITEITSINDEX) FIGUUR 58. RELATIE TUSSEN DE OPPERVLAKTE VAN DE SCHORGEBIEDEN EN DE FLORISTISCHE SOORTENRIJKDOM. LET OP DE LOG-SCHAAL IN DE X-AS

150 FIGUUR 59. RELATIE TUSSEN DE VORMINDEX VAN DE SCHORGEBIEDEN EN DE FLORISTISCHE SOORTENRIJDKOM FIGUUR 60. RELATIE TUSSEN DE OPPERVLAKTE VAN DE SCHORGEBIEDEN EN DE FLORISTISCHE KWALITEITSINDEX (FQI). LET OP DE LOG-SCHAAL IN DE X-AS FIGUUR 61. RELATIE TUSSEN DE RUIMTELIJKE ISOLATIE VAN DE SCHORGEBIEDEN T.O.V. DE ANDERE SCHORGEBIEDEN EN DE FLORISTISCHE KWALITEITSINDEX (FQI) FIGUUR 62. SCHEMATISCHE VOORSTELLING VAN DE AFBAKENING VAN DE KLASSENGRENZEN VOOR DE OPPERVLAKTEN (HA) PER SCHORGEBIED STARTEND VAN HET GEP OF EEN GOEDE ECOLOGISCHE TOESTAND FIGUUR 63. VEGETATIEDIVERSITEIT (PROPORTIES VAN DE VERSCHILLENDE VEGETATIETYPEN) VAN DE VIER TYPEN ZOETWATER SCHORGEBIEDEN BINNEN DE ZEESCHELDE DIE OP BASIS VAN K-MEANS CLUSTERANALYSE WERDEN AFGEBAKEND FIGUUR 64. AFBAKENING VAN DE KLASSEGRENZEN (A.D.H.V. K-MEANS CLUSYTERING METHODE) OP DE VEGETATIEDIVERSITEITINDICES VAN DE ZOETWATERSCHORREN BINNEN DE ZEESCHELDE IN 1992, 1996 EN FIGUUR 65. VEGETATIEDIVERSITEIT (PROPORTIES VAN DE VERSCHILLENDE VEGETATIETYPEN) VAN DE VIER TYPEN BRAKWATER SCHORGEBIEDEN BINNEN DE ZEESCHELDE DIE OP BASIS VAN K-MEANS CLUSTERANALYSE WERDEN AFGEBAKEND FIGUUR 66. AFBAKENING VAN DE KLASSEGRENZEN (A.D.H.V. K-MEANS CLUSYTERING METHODE) OP DE VEGETATIEDIVERSITEITINDICES VAN DE ZOETWATERSCHORREN BINNEN DE ZEESCHELDE IN 1992, 1996 EN FIGUUR 67. OVERZICHT VAN WATERLICHAAM A (DEEL VAN DE ZEESCHELDE TUSSEN DE NEDERLANDSE GRENS EN DE KENNEDY-TUNNEL) MET DE VERSCHILLENDE SCHORGEBIEDEN FIGUUR 68. OVERZICHT VAN WATERLICHAAM B (DEEL VAN DE ZEESCHELDE TUSSEN DE KENNEDY-TUNNEL EN DE DURMEMONDING) MET DE VERSCHILLENDE SCHORGEBIEDEN FIGUUR 69. OVERZICHT VAN WATERLICHAAM C (DEEL VAN DE ZEESCHELDE TUSSEN DE DURMEMONDING EN DENDERMONDE) MET DE VERSCHILLENDE SCHORGEBIEDEN FIGUUR 70. OVERZICHT VAN WATERLICHAAM D (DEEL VAN DE ZEESCHELDE TUSSEN DENDERMONDE TOT GENT) MET DE VERSCHILLENDE SCHORGEBIEDEN

151 13 Lijst van de tabellen TABEL 1. HISTORISCHE EVOLUTIE ( ) VAN DE SCHOR EN SLIKAREALEN IN DE ZEESCHELDE. *AAN DE SITUATIE 2003 KUNNEN WE NOG 13,24 HA SCHOR EN 23,87 HA SLIK TOEVOEGEN VOOR DE TIJARM TE GENT, VOOR DE ANDERE JAREN KON DEZE OPPERVLAKTE NIET TERUGGEREKEND WORDEN TABEL 2. PRIORITERING VAN DOELSTELLINGEN PER DEELGEBIED IN HET SCHELD-ESTUARIUM. IN HOOFDING STAAN ZONECODES. ++=ZEER BELANGRIJK, +=BELANGRIJK, 0=MINDER BELANGRIJK, BLANCO = ONGEKEND. TABEL UIT VAN DEN BERGH ET AL., 2003; ADRIAENSEN ET AL., TABEL 3. BEREKENDE MINIMUM THRESHOLD -AREALEN AAN DIEP SUBTIDAAL (> 3 METER ONDER DE GLW) WATER, ONDIEP SUBTIDAAL (< 3 METER ONDER DE GLW), SLIK- EN SCHOROPPERVLAKTE BINNEN DE WATERLICHAMEN VAN DE ZEESCHELDE, BEREKEND OP BASIS VAN HET LOCALE VERVAL TUSSEN DE BODEM VAN DE VAARGEUL EN DE HHWL TABEL 4. MAXIMALE CHLOROFYL A CONCENTRATIES IN DE ZEESCHELDE (ZOETE DEEL) BIJ VERSCHILLENDE SCENARIO'S VAN EMISSIES UIT HET BEKKEN; VOOR UITLEG OVER DE SCENARIO'S: ZIE BIJLAGE I.38 TABEL 5. KWALITEITSCRITERIA VOOR FYTOPLANKTON IN DE ZOETE ZONE VAN OVERGANGSWATEREN VOLGENS VAN DAMME ET AL. (2003) (CHL A = CHLOROFYL A, DSI = OPGELOST SILICIUM, ZM = MENGDIEPTE, ZP = FOTISCHE DIEPTE) TABEL 6. VOORGESTELDE CORRECTIE OP BESTAANDE KLASSIFICATIE (VAN DAMME ET AL., 2003): VOOR HET PRISTIEN EN HET 1950 SCENARIO ZIJN DE ECOLOGISCHE TOESTAND, EN DUS DE KLASSIFICATIEGEBIEDEN GEKEND, NL. HET PRISTIEN SCENARIO KOMT OVEREEN MET DE ZEER GOEDE TOESTAND (BLAUW) EN HET 1950 SCENARIO KOMT OVEREEN MET DE GOEDE ECOLOGISCHE TOESTAND (GROEN). DE CHLOROFYL WAARDEN ZIJN OPGEGEVEN VOLGENS DE OUDE KLASSIFICATIE VAN VAN DAMME ET AL. (2003), MET DAARNAAST DE NIEUWE KLASSIFICATIEBEGRENZING OP BASIS VAN DE BEKKEN-EMISSIE TABEL 7. AANWEZIGE EN TE VERWACHTEN BRAKWATERSOORTEN IN ESTUARIA VAN DE DUITSE BOCHT EN HUN VOORKOMEN IN ANDERE NW- EN MIDDEN-EUROPESE BRAKKE WATEREN. UIT MICHAELIS ET AL. (1992) TABEL 8. OLIGOCHAETA SOORTEN WAARGENOMEN IN DE JAREN 1996, 1999 EN 2002 IN HET ZOETWATERGETIJDENGEBIED VAN DE ZEESCHELDE. GEGEVENS VAN 1996 AFKOMSTIG UIT SEYS ET AL. (1999A); GEGEVENS VAN 1999 EN 2002 AFKOMSTIG UIT DATABASE INSTITUUT VOOR NATUURBEHOUD. DATA BETREFFEN NAJAARSGEGEVENS, BEHALVE DE SOORTEN MET EEN * AFKOMSTIG VAN SEIZOENALE BEMONSTERINGEN TABEL 9. BEREKENDE MINIMUM THRESHOLD -AREALEN VOOR HET DIEP SUBTIDAAL (> 3 METER ONDER DE GLW) WATER, ONDIEP SUBTIDAAL (< 3 METER ONDER DE GLW) EN SLIKKEN BINNEN DE WATERLICHAMEN VAN DE ZEESCHELDE, BEREKEND OP BASIS VAN HET LOKALE VERVAL TUSSEN DE BODEM VAN DE VAARGEUL EN DE HHWL (HYDROMORFOLOGISCHE BENADERING, ZIE HOOFDSTUK 7.1). VOOR HET ONDIEP SUBTIDAAL EN HET INTERTIDAAL ZIJN DE RELATIEVE PROPORTIES TEN OPZICHTE VAN DE VOLLEDIGE RIVIERBEDDING (INCLUSIEF GEULEN EN SCHORREN) WEERGEGEVEN.61 TABEL 10. BEOORDELINGSSCHAAL VOOR HET AREAAL ONDIEP SUBTIDAAL EN SLIK VOOR DE VIER WATERLICHAMEN (A,B,C,D) BINNEN DE ZEESCHELDE. DE TABEL GEEFT AAN DE BEGRENZING VAN DE KLASSEN (MINIMALE AREAAL PROPORTIE) GEBRUIKT VOOR HET BEPALEN VAN DE ECOLOGISCHE STATUS (MEP, GEP, MATIG (MODERATE), SLECHT (POOR), EN ZEER SLECHT (BAD)) VOOR HET AREAAL AAN ONDIEP SUBTIDALE EN INTERTIDALE GEBIEDEN (SLIKKEN) TABEL 11. DE 13 ECOTOPEN ONDERSCHEDEN DOOR ESCARAVAGE ET AL. (2004 ) VOOR HET TOEPASSEN VAN DE KRW OP DE WESTERSCHELDE TABEL 12. KLASSENINDELING VOOR DE INDICATOR AANTAL SOORTEN TABEL 13. PROPORTIE VAN DE STANDAARD SOORTENLIJSTEN (N IS HET AANTAL SOORTEN PER LIJST) TE VERWACHTEN VOOR DE VERSCHILLENDE ECOLOGISCHE NIVEAUS VAN DE KRW TABEL 14. KLASSE-INDELING VOOR HET BEOORDELEN VAN DE ECOLOGISCHE STATUS OP BASIS VAN DE DICHTHEID EN BIOMASSA (T-TEST) TABEL 15. ECO-WERT INDICATOREN VOLGENS KRIEG (2005) TABEL 16. POSITIEF EN NEGATIEF DOMINANTE INDICATOREN VAN R8 (UIT VAN DER MOLEN, 2004)

152 TABEL 17. OVERZICHT VAN DE DEELMAATLATTEN DIE ZIJN OPGENOMEN IN DE MAATLAT VOOR WATERTYPE R8 MET BIJBEHORENDE GETALSWAARDEN VOOR DE BEGRENZING VAN DE SCORE. UIT: VAN DER MOLEN (2004) TABEL 18. GRENZEN VOOR DE OMZETTING VAN DE TOTAAL SCORE OP DE MAATLAT NAAR EEN KWALITEITSKLASSE. UIT: VAN DER MOLEN (2004) TABEL 19. OVERZICHT VAN DE INDICATOREN EN SUB-INDICATOREN GEBRUIKT IN DE HIËRARCHISCHE BENADERING, TEZAMEN MET HUN ECOLOGISCHE BEOORDELING TABEL 20. EVALUATIE VAN DE ECOLOGISCHE STATUS EN SCORE OP HET ECOSYSTEEM NIVEAU TABEL 21. BEOORDELING VOOR DE INDICATOR OP HET TWEEDE NIVEAU (HABITAT). DE AREALEN VAN ONDIEP SUBTIDAAL EN SLIK IN ELK WATERLICHAAM ZIJN VERGELEKEN MET DE GRENSWAARDEN VOOR KLASSEN VAN ECOLOGISCHE STATUS ZOALS WEERGEGEVEN IN TABEL TABEL 22. DE 6 ECOTOPEN VERTEGENWOORDIGD IN DE MONSTERS SELECTIE VAN DE BENEDEN ZEESCHELDE TABEL 23. LIJST VAN DE ECOTOPEN WAARGENOMEN IN DE BENEDEN ZEESCHELDE MET, VOOR DE BEMONSTERDE OPPERVLAKTE HET AANTAL GEVONDEN SOORTEN EN DE MINIMALE AANTALLEN TE VINDEN VOOR HET BEREIKEN VAN DE MEP, GEP, MODERATE, POOR ECOLOGISCHE KLASSEN.76 TABEL 24. BEMONSTERDE OPPERVLAK BINNEN ELK VAN DE ZES ECOTOPEN IN DE ZEESCHELDE DATASET, (N IN LIST) AANTAL SOORTEN TE VERWACHTEN IN DE VERSCHILLENDE LIJSTEN (TREFKANS=25%, 75%, 95%), (N IN SAMPLE) HET AANTAL SOORTEN GEVONDEN IN DE DATASET, (N_..) HET AANTAL SOORTEN DAT AANWEZIG MOET ZIJN VOOR HET BEHALEN VAN DE GENOEMDE STATUS EN DE TOEGEKENDE STATUS EN BIJBEHORENDE SCORE DIE IS GEBRUIKT VOOR HET BEREKENEN VOOR DE GEMIDDELDE VOOR HET HELE MONSTERGEBIED TABEL 25. ECOLOGISCHE STATUS EN SCORES VOOR DE DIVERSITEIT SUB-INDICATORS EN VAN DE OVERKOEPELENDE INDICATOR TABEL 26. GEMIDDELD DICHTHEID (IND/M 2 ) ZOALS VERWACHT VOOR DE MEP EN GEMETEN IN DE DATASET, TOEGEKENDE SCORE EN BIJBEHORENDE SCORE GEBRUIKT VOOR DE BEREKENING VAN DE OVERKOEPELENDE INDICATOR TABEL 27. GEMIDDELDE BIOMASSA (G AFDW/M 2 ) ZOALS VERWACHT VOOR DE MEP EN GEMETEN IN DE DATASET, TOEGEKENDE SCORE EN BIJBEHORENDE SCORE GEBRUIKT VOOR DE BEREKENING VAN DE OVERKOEPELENDE INDICATOR TABEL 28. ECOLOGISCHE STATUS EN SCORES VOOR DE SUB-INDICATORS VOOR DE MACROBENTHISCHE GEMEENSCGAPPEN IN DE BENEDEN ZEESCHELDE EN VOOR DE OVERKOEPELENDE INDICATOR TABEL 29. INTEGRATIE VAN DE INDICATOREN OP NIVEAU 2 EN 3 IN EEN ALGEMENE INDICATOR VOOR HET WATERLICHAAM A (BENEDEN ZEESCHELDE) TABEL 30. INTEGRATIE VAN DE INDICATOREN OP NIVEAU 1 EN 2 IN EEN ALGEMENE INDICATOR VOOR DE WATERLICHAMEN B TOT D. VOOR NIVEAU 3 BETREFT HET EEN ARBITRAIRE SCORE (ZIE TEKST) TABEL 31. DE 3 ECOTOPEN VERTEGENWOORDIGD IN DE MONSTERSELECTIE VAN DE IJZERMONDING DATASET TABEL 32. LIJST VAN DE ECOTOPE IN DE MONSTERS SELECTIE UIT DE IJZERMONDING, VOOR DE BEMONSTERDE OPPERVLAK HET AANTAL GEVONDEN SOORTEN EN DE MINIMALE AANTALEN TE VINDEN VOOR HET BEREIKEN VAN DE MEP, GEP, MODERATE, POOR ECOLOGISCHE KLASSEN TABEL 33. BEMONSTERDE OPPERVLAKTE BINNEN ELK VAN DE DRIE ECOTOPEN IN DE IJZERMONDING DATASET, (N IN LIST) AANTAL SOORTEN TE VERWACHTEN IN DE VERSCHILLENDE LIJSTEN (TREFKANS=25%, 75%, 95%), (N IN SAMPLE) HET AANTAL SOORTEN GEVONDEN IN DE DATASET, (N_..) HET AANTAL SOORTEN DAT AANWEZIG MOET ZIJN VOOR HET BEHALEN VAN DE GENOEMDE STATUS EN DE TOEGEKENDE STATUS EN BIJBEHORENDE ECOLOGISCHE SCORE TABEL 34. ECOLOGISCHE STATUS EN SCORES VOOR DE DIVERSITEIT SUB-INDICATORS EN VAN DE OVERKOEPELENDE INDICATOR TABEL 35. GEMIDDELD DICHTHEID (IND/M2) ZOALS VERWACHT VOOR DE MEP EN GEMETEN IN DE DATASET, TOEGEKENDE SCORE EN BIJBEHORENDE SCORE GEBRUIKT VOOR DE BEREKENING VAN DE OVERKOEPELENDE INDICATOR TABEL 36. AFBAKENING VAN HET MEP EN HET GEP VOOR DE ARELAEN SCHORGEBIED (HA) PER WATERLICHAAM EN ECOSYSTEEM VOOR DE ZEESCHELDE TABEL 37. AFBAKENING VAN DE KLASSEGRENZEN VAN HET MEP, HET GEP, EN DE MATIGE-, SLECHTE- EN ZEER SLECHTE TOESTAND VOOR DE ARELAEN SCHORGEBIED (HA) PER WATERLICHAAM EN ECOSYSTEEM VOOR DE ZEESCHELDE

153 TABEL 38. SCHEMATISCHE VOORSTELLING VAN DE AFBAKENING VAN DE KLASSEGRENZEN VAN HET GEP, EN DE MATIGE-, SLECHTE- EN ZEER SLECHTE TOESTAND VOOR DE AREALEN SCHOR (HA) PER GEBIED TABEL 39. AFBAKENING VAN DE KLASSEGRENZEN VAN HET GEP, EN DE MATIGE-, SLECHTE- EN ZEER SLECHTE TOESTAND VOOR DE SOORTENIJKDOM (SP-RIJKDOM) EN DE FLORISTISCHE KWALITEITSINDEX (FQI) VOOR ZOET- EN BRAKWATERSCHORREN BINNEN DE ZEESCHELDE TABEL 40. BEOORDELING VAN DE HUIDIGE TOESTAND VOOR DE AREALEN SCHORGEBIED (HA) PER WATERLICHAAM EN ECOSYSTEEM VOOR DE ZEESCHELDE TABEL 41. BEOORDELING VAN DE HUIDIGE TOESTAND VOOR DE AREALEN VAN DE SCHORGEBIEDEN (HA) BINNEN HET WATERLICHAAM A (DEEL VAN DE ZEESCHELDE TUSSEN DE NEDERLANDSE GRENS EN DE KENNEDY-TUNNEL) TABEL 42. BEOORDELING VAN DE HUIDIGE TOESTAND VOOR DE AREALEN VAN DE SCHORGEBIEDEN (HA) BINNEN HET WATERLICHAAM B (DEEL VAN DE ZEESCHELDE TUSSEN DE KENNEDY-TUNNEL EN DE DURMEMONDING) TABEL 43. BEOORDELING VAN DE HUIDIGE TOESTAND VOOR DE AREALEN VAN DE SCHORGEBIEDEN (HA) BINNEN HET WATERLICHAAM C (DEEL VAN DE ZEESCHELDE TUSSEN DURMEMONDING DENDERMONDE) TABEL 44. BEOORDELING VAN DE HUIDIGE TOESTAND VOOR DE AREALEN VAN DE SCHORGEBIEDEN (HA) BINNEN HET WATERLICHAAM D (DEEL VAN DE ZEESCHELDE TUSSEN DENDERMONDE EN GENT). 127 TABEL 45. BEOORDELING VAN DE HUIDIGE TOESTAND VOOR DE VEGETATIEDIVERSITEIT, FLORISTISCHE RIJKDOM EN DE FLORISTISCHE KWALITEITSINDEX VAN DE SCHORGEBIEDEN BINNEN HET WATERLICHAAM A (DEEL VAN DE ZEESCHELDE TUSSEN DE NEDERLANDSE GRENS EN DE KENNEDY- TUNNEL) TABEL 46. BEOORDELING VAN DE HUIDIGE TOESTAND VOOR DE VEGETATIEDIVERSITEIT, FLORISTISCHE RIJKDOM EN DE FLORISTISCHE KWALITEITSINDEX VAN DE SCHORGEBIEDEN BINNEN HET WATERLICHAAM B (DEEL VAN DE ZEESCHELDE TUSSEN DE KENNEDY-TUNNEL EN DE DURMEMONDING) TABEL 47. BEOORDELING VAN DE HUIDIGE TOESTAND VOOR DE VEGETATIEDIVERSITEIT, FLORISTISCHE RIJKDOM EN DE FLORISTISCHE KWALITEITSINDEX VAN DE SCHORGEBIEDEN BINNEN HET WATERLICHAAM C (DEEL VAN DE ZEESCHELDE TUSSEN DURMEMONDING DENDERMONDE) TABEL 48. BEOORDELING VAN DE HUIDIGE TOESTAND VOOR DE VEGETATIEDIVERSITEIT, FLORISTISCHE RIJKDOM EN DE FLORISTISCHE KWALITEITSINDEX VAN DE SCHORGEBIEDEN BINNEN HET WATERLICHAAM D (DEEL VAN DE ZEESCHELDE TUSSEN DENDERMONDE EN GENT) TABEL 49. BEOORDELING VAN DE KWALITEIT VAN DE SCHORREN IN HET WATERLICHAAM A (DEEL VAN DE ZEESCHELDE TUSSEN DE NEDERLANDSE GRENS EN DE KENNEDY-TUNNEL) OP BASIS VAN VORM- INDEX, VEGETATIEDIVERSITEIT, SOORTENRIJKDOM EN FLORISTISCHE KWALITEITSINDEX TABEL 50. BEOORDELING VAN DE KWALITEIT VAN DE SCHORREN IN HET WATERLICHAAM B (DEEL VAN DE ZEESCHELDE TUSSEN DE KENNEDY-TUNNEL EN DE DURMEMONDING) OP BASIS VAN VORM-INDEX, VEGETATIEDIVERSITEIT, SOORTENRIJKDOM EN FLORISTISCHE KWALITEITSINDEX TABEL 51. BEOORDELING VAN DE KWALITEIT VAN DE SCHORREN IN HET WATERLICHAAM C (DEEL VAN DE ZEESCHELDE TUSSEN DURMEMONDING DENDERMONDE) OP BASIS VAN VORM-INDEX, VEGETATIEDIVERSITEIT, SOORTENRIJKDOM EN FLORISTISCHE KWALITEITSINDEX TABEL 52. BEOORDELING VAN DE KWALITEIT VAN DE SCHORREN IN HET WATERLICHAAM D (DEEL VAN DE ZEESCHELDE TUSSEN DENDERMONDE EN GENT) OP BASIS VAN VORM-INDEX, VEGETATIEDIVERSITEIT, SOORTENRIJKDOM EN FLORISTISCHE KWALITEITSINDEX

154 Bijlage I. Berekening van de vuilvrachten uit het bekken in pristiene omstandigheden, huidige omstandigheden en bij het voldoen aan de vereisten voor de KRW. UMR-Sisyphe, UPMC (Paris VI) CHALUT (Assoc. Loi 1901) Evaluation of nutrient inputs to the tidal Scheldt estuary from its upstream watershed under present, past and future conditions Gilles Billen & Josette Garnier UMR Sisyphe, University of Paris VI, 4 place Jussieu, Paris (France) Introduction In the scope of a study aimed at defining the measures to be taken to restore the ecological functioning of the tidal Scheldt estuary in the belgian territory ( De Zeeschelde ), it has been found necessary to gain the knowledge of the fluxes of biogenic elements (algal biomass, detritus and nutrients: nitrogen, phosphorus and silica) brought to the estuarine system by the rivers draining the upstream watershed. These fluxes represents indeed, beside of the internal processes, a major control on the ecological functioning of this estuarine system. The fluxes of material carried by the rivers at their outlet reflect in a complex way the agricultural, domestic and industrial activities in the basin. The RIVERSTRAHLER model is a simplified model of the biogeochemical functioning of river systems at the basin scale allowing to relate water quality and nutrient fluxes to anthropogenic activity in the watershed (Billen et al., 1994, 1997, 1999; Garnier et al. 1995, 1999, 2002a). Recently, Billen, Rousseau et al (2005) have applied the RIVERSTRAHLER model to the Scheldt river system, and have reconstructed the respective role of hydrology and human activity in the watershed during the last 50 years. They were able to explain the observed long-term trends in water quality changes as the combined effects of climate variations on the one hand, and urban, industrial and agricultural development on the other hand. Here we make use of the same model to provide an estimate of the nutrient fluxes from the upper Scheldt and Rupel basins to the tidal estuarine Scheldt system, for different past, present and future conditions of land use, and under 3 types of hydrological conditions. Methodology Geographical representation The RIVERSTRAHLER model will be applied in its idealized basin version to the upper Scheldt watershed (including the Dender river) on the one hand, to the Rupel watershed on the other hand (Figure 1). The fluxes values provided thus represent integrated values of the fluxes discharged at 150

155 Temse and Boom respectively. Because of the hydraulic regulation of the Leie river in the region of Gent-Brugge Channel Schipdonck Channel Leie Schelde Gent-Terneuzen Channel Gent Schelde Doel Antwerp Temse Ghent Boom Brussels Lille Mons 0 50 km Figure 1. General map of the Scheldt drainage basin, with indication of the hydraulic works around the city of Ghent, showing the derivation of the Leie river directly to the sea through the Schipdonck, Ghent-Brugge and Ghent-Terneuzen channels. Ghent, which nowadays have entirely discarded its flow from the lower Scheldt course, the Leie basin is not included in our analysis. 151

156 Hydrology The fluxes of organic matter and nutrients delivered by a river at its outlet depends strongly on the hydrologic conditions, both because the diffuse sources of nutrient are directly related to the discharge, and because the effect of on-stream retention processes are an inverse function of the residence time of the water-masses within the drainage network (see eg. Behrendt et al., 1989). Year to year variability of the hydrology thus can obscure the long term trends of nutrient delivery resulting from changes in land use and human activity in the watershed. For this reason, we here decided to calculate theoretical organic matter and nutrient delivery at constant hydrological conditions. We used 3 typical rainfall and evapotranspiration conditions representative respectively of mean, wet and dry climate over the 2 sub-basins. Based on the analysis of the long term rainfall data for the Scheldt watershed over the last 50 years (Fig 2), we chose the following conditions as representative of our 3 classes of hydraulicity: 1995 (804 mm/year) for the mean conditions, i.e. a mean discharge of 185 m 3 /s at Schelle 1984 (1275 mm/yr) for the wet conditions, i.e. a mean discharge of 250 m 3 /s at Schelle 1976 (541 mm/yr) for the dry conditions, i.e. a mean discharge of 65 m 3 /s at Schelle 1200 rainfall, mm/year Figure 2. Long term variations of annual rainfall over the Scheldt basin. The dotted line represents the mean over the period Point and non point sources of nutrients The scenarios for which the RIVERSTRAHLER model has been run represent the combination of the 3 above defined hydrological conditions, with a given set of files representing point and non point sources of nutrients from the watershed, characterising a certain historical state of land use and human activity. The scenarios 1950 to 2000 consist of a reconstruction of the evolution of agriculture, industrial and urban wastewater management policies over the last 50 years, as explained in details by Billen, Rousseau et al. (2005). The 2015 scenario is a prospective scenario assuming that the requirements of all European directives on wastewater treatment and water management are met everywhere in the basin. In particular, this scenario takes into account a 90% abatement of the organic load of urban wastewater by secondary treatment, and a abatement of 90% of the phosphorus load and 70% of the nitrogen load 152

157 by tertiary treatment. This scenario represents, admittedly, a quite optimistic view of the future situation of the Scheldt hydrographic district. The pristine scenario represents an hypothetical state of the Scheldt basin before any human disturbance. It corresponds to a watershed entirely covered by forest. Low soil leaching and erosion as well as direct litter fall in the tributaries are the only external inputs of nutrient considered. Other retrospective scenarios, including traditional cottage economy, are under consideration for the Scheldt river system, but are not available at the present stage of our study. Results The detailed results of the scenarios are provided as excel files, appended as a cd-rom to the present report. The results of each 39 scenarios, resulting from the combination of mean, wet and dry hydrology with 13 situations of point and non-point inputs (pristine, 1950, 1955, 1960, 1965, 1970, 1975, 1980, 1985, 1990, 1995, 2000, 2015), are reported in a separate file, providing the seasonal variations by periods of 10 days of all calculated variables at the outlet of the upper Scheldt and Rupel basins. A summary table with the calculated fluxes at the outlet, by 10 days period or as an annual average is also provided for each scenario. The following tables and figures summarize the results in terms of total annual fluxes of nutrient and organic particulate carbon to the tidal estuarine zone, as well as in terms of summer level of oxygenation. Table 1. Total fluxes of detritic biodegradable particulate organic carbon from the upstream Scheldt and Rupel river basin. (in ktonc/yr). Mean hydrology Wet hydro Dry hydro Scheldt Rupel Total Total Total pristine

158 Table 2. Total fluxes of algal biomass from the upstream Scheldt and Rupel river basin. (in ktonc/yr) Mean hydrology Wet hydro Dry hydro Scheldt Rupel Total Total Total pristine Table 3. Total fluxes of total nitrogen from the upstream Scheldt and Rupel river basin. (in ktonn/yr) Mean hydrology Wet hydro Dry hydro Scheldt Rupel Total Total Total pristine Table 4. Total fluxes of nitrate from the upstream Scheldt and Rupel river basin. (in ktonn/yr) Mean hydrology Wet hydro Dry hydro Scheldt Rupel Total Total Total pristine

159 Table 5. Total fluxes of total phosphorus from the upstream Scheldt and Rupel river basin. (in ktonp/yr) Mean hydrology Wet hydro Dry hydro Scheldt Rupel Total Total Total pristine Table 6. Total fluxes of dissolved silica from the upstream Scheldt and Rupel river basin. (in ktonsi/yr) Mean hydrology Wet hydro Dry hydro Scheldt Rupel Total Total Total pristine

160 Table 7. Mean summer level of oxygenation at the outlet of the Scheldt and Rupel river basin. (in mgo2/l) Mean hydrology Wet hydro Dry hydro Scheldt Rupel mean mean mean pristine particulate biodegr orgc flux, ktonc/yr 20 detritic orgc algal C pristine Figure 3. Total fluxes of detritic biodegradable particulate organic carbon and algal biomass from the upstream Scheldt and Rupel river basin, by mean (dots), wet or dry hydrological conditions (bars) (in ktonc/yr) 156

161 Nitrogen flux, ktonn/yr total N pristine Figure 4. Total fluxes of total nitrogen from the upstream Scheldt and Rupel river basin by mean (dots), wet or dry hydrological conditions (bars). (in ktonn/yr) Nitrogen flux, ktonn/yr nitrate N pristine Figure 5. Total fluxes of nitrate-n from the upstream Scheldt and Rupel river basin by mean (dots), wet or dry hydrological conditions (bars). (in ktonn/yr) 157

162 4 Phosphorus flux, ktonp/yr total P o-phosphate pristine Figure 6. Total fluxes of total phosphorus and o-phosphate from the upstream Scheldt and Rupel river basin by mean (dots), wet or dry hydrological conditions (bars). (in ktonp/yr) Silica flux, ktonsi/yr pristine Figure 7. Total fluxes of dissolved silica from the upstream Scheldt and Rupel river basins by mean (dots), wet or dry hydrological conditions (bars). (in ktonsi/yr) 158

163 mean summer oxygen conc., mgo2/l pristine Figure 8. Mean summer level of oxygenation in the outlet of the Scheldt and Rupel river References Billen, G., J. Garnier and P. Hanset. (1994). Modelling phytoplankton development in whole drainage networks: The RIVERSTRAHLER model applied to the Seine river system. Hydrobiologia, 289: Billen G. and J. Garnier (1997). The Phison River Plume: coastal eutrophication in response to changes in land use and water management in the watershed. Aquatic Microbial Ecology, 13: Billen, G. and J. Garnier (1999). Nitrogen transfer through the Seine drainage network: a budget based on the application of the RIVERSTRAHLER Model. Hydrobiologia, 410: Billen G., J. Garnier, A.Ficht and C.Cun (2001). Modelling the response of water quality in the Seine Estuary to human activity in its watershed over the last 50 years. Estuaries, 24: Billen G., Garnier, J. and Rousseau, V. (2005). Nutrient fluxes and water quality in the drainage network of the Scheldt basin over the last 50 years. Hydrobiologia, in press Behrendt H. and Opitz D. (1999). Retention of nutrients in river systems: dependence on specific runoff and hydraulic load. Hydrobiologia. 410: Garnier J., G. Billen and M. Coste. (1995). Seasonal succession of diatoms and chlorophyecae in the drainage network of the River Seine : Observations and modelling. Limnology. & Oceanography, 40: Garnier, J., G. Billen and L. Palfner. (1999). Understanding the oxygen budget and related ecological processes in the river Mosel: the RIVERSTRAHLER approach. Hydrobiologia, 410: Garnier J., G. Billen, E. Hannon, S. Fonbonne, Y. Videnina and M. Soulie. (2002 a). Modeling transfer and retention of nutrients in the drainage network of the Danube River. Estuarine, Coastal and. Shelf Science, 54:

164 BIJLAGE II BIJ HET LUIK MACROBENTHOS Meer details aangaande de verschillende procedures zijn te vinden in Escaravage et al. (2004). 1.-STATISTISCHE BEHANDELING VAN DE SOORTENRIJKDOM Number of species Brackish midlow-littoral[hdyn] median 5th percent. 75% 50% 30% y = 9,3Ln(x) + 36,7 y = 11,0Ln(x) + 31,2 y = 8,3Ln(x) + 23,4 y = 5,5Ln(x) + 15,6 y = 3,3Ln(x) + 9, ,0 0,5 1,0 1,5 2,0 Total sampled surface (m 2 ) Figuur 1. Door permutaties van de monsters in de referentie dataset kunnen voorspellingen gemaakt worden over de distributie van het aantal soorten te vinden voor verschillende bemonsterde oppervlaktes. De waarde van de 5% percentiel (95% van de observaties hebben meer soorten dan deze waarde) wordt gebruikt als ondergrens van de MEP (groene lijn op grafiek). De begrenzingen van de onderliggende klassen is bepaald als functie van deze lijn. Voor elke lijn is een functie (log) gefit om voorspellingen te kunnen maken voor elk bemonsterd oppervlak. 160