Bepaling van het gunstig abiotisch bereik voor Europese habitattypen in Vlaanderen Overzicht 2014 INSTITUUT NATUUR- EN BOSONDERZOEK

Transcriptie

1 Bepaling van het gunstig abiotisch bereik voor Europese habitattypen in Vlaanderen Overzicht 2014 Maud Raman, Luc De Keersmaeker, Luc Denys, An Leyssen, Sam Provoost, Bart Vandevoorde, Maarten Hens en Jan Wouters INSTITUUT NATUUR- EN BOSONDERZOEK

2 Bepaling van het gunstig abiotisch bereik voor Europese habitattypen in Vlaanderen Overzicht 2014 Maud Raman, Luc De Keersmaeker, Luc Denys, An Leyssen, Sam Provoost, Bart Vandevoorde, Maarten Hens en Jan Wouters INBO.R

3 Dankwoord Dit rapport kwam tot stand dankzij de zeer gewaardeerde bijdrage van verschillende INBO medewerkers: Dienst Rapportering & Advisering: Niko Boone (lezing rapportage), Afd. Biodiversiteit & Natuurlijk Milieu: Piet De Becker (lezing rapportage), Geert De Blust (lezing rapportage), Luc De Keersmaeker (bossen), Steven De Saeger (inhoudelijke inbreng), Luc Denys (inhoudelijke inbreng, rapportage, wateren), Maurice Hoffmann (inhoudelijke inbreng), Maarten Hens (inhoudelijke inbreng, methodiek, rapportage), An Leyssen (rapportage, wateren), Gerald Louette (inhoudelijke inbreng), Johan Neirynck (rapportage), Patrik Oosterlynck (inhoudelijke inbreng), Desiré Paelinckx (lezing rapportage, inhoudelijke inbreng), Sam Provoost (duinen), Paul Quataert (methodiek), Maud Raman (coördinatie, methodiek, rapportering, binnenlandse duinen, heiden, graslanden, jeneverbesstruwelen), Hans Van Calster (methodiek), Bart Vandevoorde (slikken & schorren), en Jan Wouters (databankopbouw, analyses, methodiek, rapportering, moerassen) We danken het ANB, en dan met name Gert Van Hoydonck, Katia Nagels, Bernard Van Elegem, Carl De Schepper, Geert Sterckx & Thomas Defoort voor hun inhoudelijke commentaren en inbreng. 4 INBO.R

4 Beleidssamenvatting 1. Aanleiding In navolging van de Habitatrichtlijn en de implementatie ervan in de Vlaamse wetgeving wenst de Vlaamse overheid instandhoudingsdoelstellingen voor Europees beschermde natuur in Vlaanderen te realiseren. Eén van deze doelstellingen is het behoud of het creëren van een milieukwaliteit die een duurzame instandhouding van habitattypen mogelijk maakt. Hiervoor wenst de Vlaamse overheid milieukwaliteitsnormen te definiëren. Het Agentschap voor Natuur en Bos vraagt het Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek om grenswaarden te bepalen voor de voornaamste milieu-effecten in relatie tot de duurzame instandhouding van habitattypen. In deze rapportage wordt de focus gelegd op het bepalen van het globale bereik van een milieuvariabele waarbinnen een habitattype duurzaam kan functioneren. De grenzen van dit bereik zijn de grenswaarden. Deze waarden bepalen de overgang tussen een ongunstige en een gunstige staat van instandhouding van een habitattype. 2. Vereenvoudiging van een complexe realiteit Het voorkomen van een habitattype wordt bepaald door een complex van factoren: de abiotische standplaatskenmerken, historisch land-/watergebruik, recreatie, biotische interacties, de aanwezige species pool die de site kan koloniseren en alles wat een metagemeenschap beïnvloedt. Dit complex van factoren, is niet of slechts gedeeltelijk gekend. We maken abstractie van deze complexe realiteit en beperken ons tot een aantal meetbare milieuvariabelen waarvoor cijfers beschikbaar zijn en die naar alle waarschijnlijkheid gerelateerd kunnen worden aan de voornaamste milieudrukken in relatie tot de duurzame instandhouding van habitattypen. Dit wordt vereenvoudigd weergegeven in afbeelding 1. Voor die milieuvariabelen worden een gunstig abiotisch bereik bepaald. Er wordt geen rekening gehouden met interacties tussen de verschillende gebruikte variabelen, noch met andere milieuvariabelen of factoren die deel uitmaken van het complex van standplaatskenmerken. Afbeelding 1: Schematische voorstelling van de vereenvoudiging van een complex functioneren tot een beperkt aantal meetbare milieuvariabelen waarvoor cijfers beschikbaar zijn en die naar alle waarschijnlijkheid gerelateerd kunnen worden aan de voornaamste milieudrukken in relatie tot de duurzame instandhouding van habitattypen. GSVI = gunstige staat van instandhouding. Per habitat(sub)type wordt een gunstig abiotisch bereik opgelijst volgens de best beschikbare kennis. Hiervoor werden bestaande gegevens verzameld en geanalyseerd. Het is een neerslag van een (inter)nationale stand van zaken zonder volledig te kunnen zijn. Naarmate kwaliteitsbepalende milieukarakteristieken voor Vlaamse habitattypen beter in INBO.R

5 beeld worden gebracht door bijkomend onderzoek, kan een gunstig abiotisch bereik met een hogere nauwkeurigheid worden bepaald. 3. Definities: gunstig abiotisch bereik, grenswaarden, lokale staat van instandhouding en effectgroep Wat wordt bedoeld met een lokale staat van instandhouding (LSVI) en wat zijn grenswaarden en een gunstig abiotisch bereik? Het begrip lokale staat van instandhouding wordt gedefinieerd als de staat van instandhouding op niveau van de habitatlocatie. Met habitatlocatie wordt een habitatvlek, of een geheel van aan elkaar sluitende of nabijgelegen habitatvlekken bedoeld. Een lokaal gunstige staat is die toestand waarvan verwacht kan worden dat de habitat langdurig kan blijven bestaan zonder of met regulier (dus niet remediërend) beheer. Daarbij wordt uitgegaan van de aanwezigheid van de ecologische processen en structuren die nodig zijn voor het ongewijzigd functioneren van de habitat en haar typische soorten. Grenswaarden worden gedefinieerd als de minimaal nagestreefde waarde van een bepaalde variabele of criterium, nodig voor een lokaal gunstige staat van instandhouding van een habitatlocatie (zie ook afbeelding 2). Grenswaarden zijn van toepassing op milieuvariabelen en vegetatie- en structuurcriteria. Afbeelding 2: Aanduiding van de grenswaarde op een denkbeeldige as van een biotisch (of abiotisch) kwaliteitscriterium van een habitattype. Een gunstig abiotisch bereik is het globale meetbereik van een milieuvariabele waarbinnen een habitattype duurzaam kan functioneren. De grenzen van dit bereik zijn de grenswaarden. Een milieudruk is een druk die de mens op het milieu legt. Een milieu-effect is een verandering in het milieu als gevolg van een ingreep. Een effectgroep is de verzamelnaam van de ecologische respons op de milieudruk. 6 INBO.R

6 4. Bepaling van het gunstig abiotisch bereik In het ideale geval wordt het gunstig abiotisch bereik per habitat(sub)type op een uniforme manier bepaald, gebruik makend van integrale of gekoppelde datasets 1 die zo representatief mogelijk zijn voor de Vlaamse milieusituatie. Er werden zowel databanken als publicaties geraadpleegd, op zoek naar een kwantitatieve beschrijving van de respons van een habitattype op milieudrukken waarvoor dit habitattype gevoelig is. De data waarover we beschikten waren echter zeer divers. In de beschikbare publicaties/datasets ontbrak vaak informatie: geen habitattypering, geen LSVI-bepaling, abiotische meetwaarden niet gemeten volgens standaardanalysemethoden, verzameld buiten het Vlaamse Gewest,... Hiermee rekening houdend werd waar mogelijk- een gunstig abiotisch bereik afgeleid uit: datasets die betrekking hebben op het Vlaamse Gewest; internationale datasets; literatuuronderzoek. Wanneer verschillende publicaties meerdere gunstige bereiken opleverden, werd één gunstig bereik (één- of tweezijdig begrensd) bekomen op basis van: berekeningen (cumulatieve frequentiedistributie of gewogen gemiddelde); selectie expert Dit wordt schematisch weergegeven in afbeelding 3. Afbeelding 3: Schematische weergave van het afleiden van één gunstig bereik van een milieuvariabele gebruik makende van verschillende bronnen. 1 In gekoppelde datasets zijn naast de vegetatiegegevens ook de LSVI van deze vegetaties en de abiotische karakteristieken van die bepaalde standplaats opgenomen. INBO.R

7 Indien er binnen een habitat(sub)type een vegetatietype gevoeliger was voor een bepaalde milieudruk dan de andere vegetatieypen binnen dat habitat(sub)type, dan werd de grenswaarde van het meer kwetsbare subtype apart vermeld. Voor de aquatische habitattypen zijn de grenswaarden afgetoetst aan richtwaarden van de Kaderrichtlijn Water. Is de grenswaarde strenger dan deze richtwaarde, dan werd deze weerhouden. Voor een milieuvariabele werd één analysemethode en één meeteenheid als standaard beschouwd. Lichtjes afwijkende analysemethoden konden hiermee geclusterd worden. Andere meeteenheden werden indien mogelijk naar de standaardmeeteenheid geconverteerd. Status van een gunstig abiotisch bereik Het was onmogelijk om voor elke bron de betrouwbaarheid nauwkeurig in te schatten. Als proxy voor betrouwbaarheid werd een label aan de abiotische bereiken gegeven die de status ervan weergeeft, gebaseerd op de bron en de wijze waarop het bereik werd afgeleid (Afbeelding 4). Code status Rp Rr Rt Lg Ls Status afgeleid uit data als 10, 50, 75 of 90-percentielwaarden, LSVI onbekend afgeleid uit ruwe data als 10, 50, 75 of 90-percentielwaarden, LSVI bekend (Wouters et al. 2014) afgeleid uit ruwe data; gunstige bereiken bepaald d.m.v. Titanmethode (Baker & King 2010) afgeleid uit literatuur (LSVI bekend) afgeleid uit literatuur (LSVI onbekend, standplaatskarakteristieken) Lr afgeleid uit literatuur; bereiken bepaald d.m.v. quantielregressie (Wamelink et al. 2013) Afbeelding 4: Status van abiotische bereiken 5. Bruikbaarheid van een gunstig abiotisch bereik In dit rapport wordt per habitat(sub)type een overzicht gegeven van gunstige abiotische bereiken. Deze zijn gebaseerd op de best beschikbare kennis. Soms kunnen we geen gunstig bereik voor een bepaalde milieuvariabele t.a.v. een bepaalde milieudruk aanreiken. Dit betekent niet dat deze druk geen effect heeft op het habitattype. Er ontbreekt enkel een kwantitatieve onderbouwing, omdat we niet over de nodige data beschikken of omdat de data onvoldoende betrouwbaar waren. In de voorliggende rapportage zijn een aantal onzekerheden opgelijst die te maken hebben met de biotische afbakening van een habitattype, de bepaling van de staat van instandhouding, de heterogeniteit van de data, de toepasbaarheid ervan voor het Vlaams Gewest,... We hebben getracht die onzekerheden zo goed mogelijk op te vangen, maar een voorzichtig gebruik van de grenswaarden blijft aangeraden. Om grenswaarden in Vlaanderen verder te verfijnen, is bijkomend onderzoek wenselijk naar de milieucondities die nodig zijn voor een duurzame instandhouding van specifieke habitattypen. Ook langetermijnonderzoek van de relatie habitat abiotiek is van groot belang om langetermijneffecten vast te stellen en op basis hiervan eventueel grenswaarden te verfijnen. 8 INBO.R

8 Meer data en betere modellen moeten onzekerheidsmarges verkleinen. In een later stadium kunnen ook andere soortengroepen toegevoegd worden. INBO.R

9 Inhoudstafel Dankwoord... 4 Beleidssamenvatting... 5 Lijst van figuren Lijst van foto s Lijst van tabellen Inleiding Aanleiding Doelstelling Vereenvoudiging van een complexe realiteit Leeswijzer Juridisch kader Natura 2000 /Natuurdecreet Europese Kaderrichtlijn Water/Decreet Integraal Waterbeleid Decreet algemene bepalingen inzake milieubeleid Vlarem Conceptueel kader en begrippen Habitattypen in Vlaanderen Lokale gunstige staat van instandhouding Effectgroepen Het gunstig abiotisch bereik Definities Aard van een gunstig bereik Bepaling van een gunstig abiotisch bereik Het gunstig abiotisch bereik afgeleid uit Vlaamse ruwe data Gekoppelde INBO-datasets Deelstudies Het gunstig abiotisch bereik afgeleid uit externe datasets Het gunstig abiotisch bereik afgeleid uit literatuuronderzoek Selectie van publicaties Afleiden van een gunstig abiotisch bereik Selectie van één enkel gunstig bereik Selectie op basis van een globale frequentieverdeling Selectie op basis van expertkeuze De brede paraplu van een habitat(sub)type Status van een gunstig abiotisch bereik KRW-richtwaarden versus grenswaarden KRW/DIW-richtwaarden voor stilstaande wateren KRW/DIW-richtwaarden voor stromende wateren Relatie N2000-habitattypen en KRW/DIW-watertypen Integratie normen KRW/DIW-N Bepaling van kritische N-depositiewaarden Bepaling van kritische depositiewaarden Kritische lasten per habitattype INBO.R

10 7 Gunstig abiotisch bereiken per habitattype Kust en zilte habitats Kustduinen p.p. (semi)terrestrische vegetaties Binnenlandse duinen Zoete wateren Heiden Thermofiel struikgewas (Half-)natuurlijke graslanden Venen en moerassen Bossen Onzekerheden bij de afbakening van een gunstig abiotisch bereik Mogelijkheden voor een betere onderbouwing van het gunstig abiotisch bereik Bijlage 1: Definities effectgroepen Bijlage 2: Gevoeligheidsmatrix Bijlage 3: Gekoppelde INBO-datasets Bijlage 4: Deelstudies Bijlage 5: Relatie milieueffect - milieuvariabele Bijlage 6: Milieuvariabele - eenheid methode Verklarende woordenlijst Referenties INBO.R

11 Lijst van figuren Figuur 1: Schematische voorstelling van de vereenvoudiging van een complex functioneren tot een beperkt aantal meetbare milieuvariabelen waarvoor cijfers beschikbaar zijn en die naar alle waarschijnlijkheid gerelateerd kunnen worden aan de voornaamste milieudrukken in relatie tot de duurzame instandhouding van habitattypen. GSVI = gunstige staat van instandhouding Figuur 2: Schematische voorstelling van een aantal locaties in Vlaanderen waar het habitatsubtype 6230_hmo (vochtige heischrale graslanden) voorkomt. Het habitatsubtype bevindt zich in een gunstige staat op de locaties weergegeven met een groene kleur en in een ongunstige staat op locaties weergegeven met een oranje kleur Figuur 3: Schematische aanduiding van grens- en streefwaarden op een denkbeeldige as van een biotisch (of abiotisch) kwaliteitscriterium van een habitattype Figuur 4: Schematische aanduiding van de grenswaarde voor de gemiddelde laagste grondwaterstand voor 6230_hmo (vochtig heischraal grasland) Figuur 5: Veronderstelde relaties tussen de milieuvariabele (ph en P-Olsen) en de kwaliteit van een habitat(sub)type hier in in beeld gebracht aan de hand van een fictieve kwaliteitsindex. Een hogere waarde van de kwaliteitsindex is gelinkt met een hogere kwaliteit van het habitat(sub)type, gelinkt aan condities die noodzakelijk zijn voor een duurzaam behoud van het type Figuur 6: Een gunstig abiotisch bereik kan 1-zijdig of 2-zijdig gunstig begrensd zijn. Dit wordt geïllustreerd voor een enkele milieuvariabelen voor het habitat(sub)type 6230_hmo (vochtige heischrale graslanden) Figuur 7: Schematische weergave van het afleiden van 1 gunstig bereik voor een milieuvariabele gebruik makende van verschillende bronnen Figuur 8: Overzicht van Vlaamse deelstudies gebruikt in deze studie Figuur 9: Overzicht van externe datasets gebruikt in deze studies Figuur 10: Criteria voor selectie van wetenschappelijke publicaties, waaruit gunstige abiotische bereiken konden afgeleid worden Figuur 11: Formulier voor het invoeren van beschrijvende statistische parameters voor milieuvariabelen (gemiddelde + standaardafwijking, percentielwaarden, min/max) onttrokken aan publicaties in de Access databank Figuur 12: Kaart met aanduiding van de biogeografische regio s in Europa (Eionet, European Topic Centre on Biological Diversity) Figuur 13: Schematische weergave van de selectie één gunstig abiotisch bereik op basis van berekeningen Figuur 14: schematische weergave van de berekening van een globale frequentiedistributie Figuur 15: Schematische weergave van de selectie één gunstig abiotisch bereik op basis van van expertkeuze Figuur 16: Schema met mogelijke relaties tussen habitattypen, habitatsubtypen en vegetatietypen Figuur 17: Gesteld dat een habitatsubtype uit drie vegetatietypen bestaat. In geval van A liggen de gunstige bereiken voor ph voor de verschillende vegetatietypen dicht bij elkaar en wordt de doorsnede van deze bereiken genomen als gunstig abiotisch bereik. In geval van B worden voor VT1 en VT2 de doorsnede genomen en worden het gunstig abiotisch bereik voor VT3 apart weergegeven. 12 INBO.R

12 VT=vegetatietype; met rode stippellijnen wordt de positie van de grenswaarden weergegeven Figuur 18: de relatie tussen ongewenste verschijnselen in meren tengevolge van verhoogde fytoplanktonbiomassa door eutrofiëring, de ecologische kwaliteit (naar Poikane et al. 2014, gewijzigd) en een duurzame lokale staat van instandhouding van habitattypen uit stilstaand water. A en B zijn twee habitattypen die in het watertype kunnen voorkomen, B en B zijn twee habitatsubtypen met verschillende abiotische vereisten Lijst van foto s Foto 1: Voorbeelden van een milieudruk (emissie, bemesting) Foto 2: Voorbeelden van een milieu-effect (eutrofiëring,verdroging) Foto 3: Twee habitattypen aan elkaar grenzend. Op de voorgrond habitattype 1310_zk (Eenjarige pioniersvegetaties van slik en zandgebieden met Salicornia-soorten en andere zoutminnende planten, buitendijkse variant) en op de achtergrond habitattype 1320 (Schorren met slijkgrasvegetatie (Spartinion maritimae)) (Bart Vandevoorde) Foto 4: Duinvallei in de Westhoek, De Panne (Sam Provoost) Foto 5: Stuifduinen in de Kalmthoutse heide (Steven De Saeger) Foto 6: Habitattype 3130 in Tommelen te Hasselt (Jo Packet) Foto 7: Heidevegetatie in de Liereman (Floris Vanderhaeghe) Foto 8: Jeneverbesstruweel te Heiderbos te As (Valérie Goethals) Foto 9: Blauwgrasland in Dommelvallei (Maud Raman) Foto 10: Oligotroof overgangsveen in de Teut (Jan Wouters) Foto 11: Oud eikenbos (9190) in het bosreservaat Sevendonck (Luc De Keersmaker) Lijst van tabellen Tabel 1: Status voor abiotische bereiken Tabel 2: Meertypen sensu KRW/DIW Tabel 3: Waterlooptypen sensu KRW/DIW Tabel 4: Potentiële verdeling van aquatische habitattypen over de Vlaamse watertypen (deels naar Denys 2009). Een suboptimaal voorkomen is aangegeven met een kleiner symbool. Het habitatype 2190 kan de verschijningsvorm van al de habitattypen tussen haakjes vertonen (louter theoretisch wat habitattype 3110 betreft), maar is hier niet toe beperkt Tabel 5: Abiotische bereiken voor habitatsubtype 1310_pol Tabel 6: Abiotische bereiken voor habitatsubtype habitatsubtype 1310_zk Tabel 7: Abiotische bereiken voor habitatsubtype 1310_zv Tabel 8: Abiotische bereiken voor habitattype Tabel 9: Abiotische bereiken voor habitatsubtype 1330_da INBO.R

13 Tabel 10: Abiotische bereiken voor habitatsubtype 1330_hpr Tabel 11: Abiotische bereiken voor habitattype stuifduin (2120) Tabel 12: Abiotische bereiken voor habitatsubtype 2130_had Tabel 13: Abiotische bereiken voor habitatsubtype 2130_hd Tabel 14: Trofie-range voor duinvalleien gehanteerd in Niche-duinen (Koerselman et al. 1999) Tabel 15: Abiotische bereiken voor habitatsubtype Tabel 16: Abiotische bereiken voor het habitattype Tabel 17: Abiotische bereiken voor het habitattype Tabel 18: Abiotische bereiken voor habitattype 2190 partim aquatisch facies (2190A). * Met zachtwatersoorten, ontkalkt substraat; ** zonder zachtwatersoorten, op kalkhoudend substraat Tabel 19: Abiotische bereiken voor habitattype In italic indien voor bepaalde watertypen afwijkend t.o.v. BVR (2010) Tabel 20: Abiotische bereiken en voor habitattype 3130 Littorellion (3130 aom). * Op veen is een lagere waarde waarschijnlijk; ** enkel relevant bij periodieke inundatie. In italic indien voor bepaalde watertypen afwijkend t.o.v. BVR (2010) Tabel 21: Abiotische bereiken voor habitattype 3130 Nanocyperion (3130 na) Tabel 22: Abiotische bereiken voor habitattype In italic indien voor bepaalde watertypen afwijkend t.o.v. BVR (2010) Tabel 23: Abiotische bereiken voor habitattype Op veen is een lagere waarde waarschijnlijk. In italic indien voor bepaalde watertypen afwijkend t.o.v. BVR (2010) Tabel 24: Abiotische bereiken voor habitattype Op veen is een lagere waarde waarschijnlijk. In italic indien voor bepaalde watertypen afwijkend t.o.v. BVR (2010) Tabel 25: Abiotische bereiken voor habitattype subtype met sterrekrozen en fonteinkruiden; 2 subtype met waterranonkels. In italic indien voor bepaalde watertypen afwijkend t.o.v. BVR (2010) Tabel 26: Abiotische bereiken voor het habitattype Tabel 27: Abiotische bereiken voor het habitattype Tabel 28: Abiotische bereiken voor het habitattype Tabel 29: Abiotische bereiken voor het habitat(sub)type Tabel 30: Abiotische bereiken voor het habitat(sub)type Tabel 31: Abiotische bereiken voor het habitattype Tabel 32: abiotische grenswaarden voor het habitattype Tabel 33: Abiotische bereiken voor het habitattype Tabel 34: Abiotische bereiken voor het habitattype Tabel 35: Abiotische bereiken voor het habitattype Tabel 36: Schakeringen in zuurgraad tussen de subtypen van het habitattype Tabel 37: Abiotische bereiken voor het habitattype Tabel 38: Abiotische bereiken voor het habitattype INBO.R

14 Tabel 39: Abiotische bereiken voor het habitattype Tabel 40: Abiotische bereiken voor het habitattype Tabel 41: Abiotische bereiken voor het habitattype Tabel 42: Abiotische bereiken voor het habitattype Tabel 43: Abiotische bereiken voor het habitattype Tabel 44: Abiotische bereiken voor het habitattype Tabel 45: Abiotische bereiken voor het habitattype Tabel 46: Abiotische bereiken voor het habitattype Tabel 47: Abiotische bereiken voor het habitattype 91E INBO.R

15 1 Inleiding 1.1 Aanleiding In navolging van de Habitatrichtlijn en de implementatie ervan in de Vlaamse wetgeving, wenst de Vlaamse overheid instandhoudingsdoelstellingen voor Europees beschermde natuur in Vlaanderen te realiseren. Eén van deze doelstellingen is het behoud of het creëren van een milieukwaliteit die een duurzame instandhouding van habitattypen mogelijk maakt. Hiervoor wenst de Vlaamse overheid milieukwaliteitsnormen te definiëren. Het Agentschap voor Natuur en Bos vraagt het Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek om grenswaarden te bepalen voor de voornaamste milieu-effecten in relatie tot de duurzame instandhouding van habitattypen. In deze rapportage wordt de focus gelegd op het bepalen van het globale bereik van een milieuvariabele waarbinnen een habitattype duurzaam kan functioneren. De grenzen van dit bereik zijn de grenswaarden. Deze waarden bepalen de overgang tussen een ongunstige en een gunstige staat van instandhouding. 1.2 Doelstelling Dit rapport heeft als doel om voor de in Vlaanderen voorkomende Natura 2000 habitattypen een gunstig bereik te formuleren voor meetbare milieuvariabelen die gecorrelleerd kunnen worden met de milieudrukken waarvoor het desbetreffende habitattype gevoelig is. Hiervoor werden bestaande gegevens verzameld en geanalyseerd. Het is een neerslag van een (inter)nationale stand van zaken zonder volledig te willen zijn. Naarmate kwaliteitsbepalende milieukarakteristieken voor Vlaamse habitattypen beter in beeld worden gebracht door bijkomend onderzoek, kan een gunstig abiotisch bereik met een hogere nauwkeurigheid worden bepaald. 1.3 Vereenvoudiging van een complexe realiteit Het voorkomen van een habitattype wordt bepaald door een complex van factoren: de abiotische standplaatskenmerken, historisch land-/watergebruik, recreatie, biotische interacties (begrazing, prioriteitseffecten), de aanwezige species pool die de site kan koloniseren en alles wat een metagemeenschap beïnvloedt (Gough et al. 2000). Dit complex van factoren is niet of slechts gedeeltelijk gekend. We maken abstractie van deze complexe realiteit en beperken ons tot een aantal meetbare milieuvariabelen waarvoor cijfers beschikbaar zijn en die naar alle waarschijnlijkheid gerelateerd kunnen worden aan de voornaamste milieudrukken in relatie tot de duurzame instandhouding van habitattypen. Dit wordt vereenvoudigd weergegeven in figuur 1. Voor die milieuvariabelen worden wordt een globaal bereik aangegeven waarbinnen een habitattype duurzaam kan functioneren. Er wordt geen rekening gehouden met interacties tussen de verschillende gebruikte variabelen noch met andere milieuvariabelen of andere factoren die deel uitmaken van het complex van standplaatskenmerken. 16 INBO.R

16 Figuur 1: Schematische voorstelling van de vereenvoudiging van een complex functioneren tot een beperkt aantal meetbare milieuvariabelen waarvoor cijfers beschikbaar zijn en die naar alle waarschijnlijkheid gerelateerd kunnen worden aan de voornaamste milieudrukken in relatie tot de duurzame instandhouding van habitattypen. GSVI = gunstige staat van instandhouding. Naast de aanwezigheid van een druk is eveneens de aard, de intensiteit en de tijdsduur van een druk van belang. Er zijn nog heel wat kennishiaten met betrekking tot het ecologisch functioneren van een systeem. We beschikken ook niet altijd over de nodige data om dit functioneren voldoende in beeld te brengen. Deze vereenvoudigingen indachtig, zijn abiotisch gunstige bereiken bepaald met de best beschikbare kennis. 1.4 Leeswijzer In de volgende twee hoofdstukken wordt het juridisch en conceptueel kader geschetst en wordt de lezer vertrouwd gemaakt met enkele cruciale begrippen die doorheen het gehele document veelvuldig worden gebruikt. Verder in dit document worden geen definities meer gegeven. Hiervoor wordt verwezen naar de verklarende begrippenlijst in bijlage. Vervolgens (hoofdstuk 4) wordt beschreven hoe een gunstig abiotisch bereik wordt bepaald, gebruik makend van INBO-datasets, een internationale dataset en/of literatuuronderzoek. In hoofdstuk 5 wordt nader ingegaan op de relatie met de Europese Kaderrichtlijn Water (KRW) en het gebruik van de richtwaarden uit deze richtlijn. Hoofdstuk 6 omschrijft de onderbouwing voor de set N-depositiewaarden die in Vlaanderen zal worden gebruikt. In hoofdstuk 7 geven we -waar mogelijk- voor elk habitattype een gunstig bereik voor milieuvariabelen die gekoppeld kunnen worden aan een milieudruk waarvoor het habitattype gevoelig is. Dit bereik werd afgeleid uit (inter)nationale datasets, literatuuronderzoek, empirisch onderzoek of modelbouw zoals geschetst in de voorgaande hoofdstukken. Tot slot worden verschillende onzekerheden bij de bepaling van een gunstig abiotisch bereik en enkele opties om tot een betere onderbouwing te komen in beeld gebracht. INBO.R

17 2 Juridisch kader Via een aantal decreten worden reeds normen of richtwaarden aangereikt of zijn beoordelingskaders vastgelegd. Het Natuurdecreet is van belang voor de opmaak van natuurdoelen, het treffen van geschikte natuurmaatregelen en de beoordeling van ingrepen nabij de Speciale Beschermingszones. Voor dit laatste wordt het instrument passende beoordeling gebruikt. Met het decreet Integraal Waterbeleid worden richtwaarden gegeven per watertype voor elke kwaliteitsklasse, of strengere normen die in SBZ s kunnen worden opgelegd. In uitvoering van dit decreet werden basismilieukwalilteitsnormen geformuleerd voor de oppervlaktewateren grondwaterlichamen. Deze staan opgelijst in het BVR van 21 mei 2010 en werden opgenomen in VLAREM. Het decreet algemene bepalingen milieubeleid en het BVR milieuvergunningen van 1995 regelen een deel van het Vlaams milieubeleid, leggen de beoordelingskaders vast voor de toekenning van milieuvergunningen en bepalen de spelregels voor de definiëring van milieukwaliteitsnormen. 2.1 Natura 2000 /Natuurdecreet De Europese Habitatrichtlijn heeft tot doel bij te dragen tot het waarborgen van de biologische diversiteit door het in stand houden van de natuurlijke habitats en de wilde flora en fauna op het grondgebied van de EU-lidstaten (artikel 2 van de Habitatrichtlijn). De lidstaten dienen maatregelen te nemen om de natuurlijke habitats en de wilde dier- en plantensoorten van communautair belang in een gunstige staat van instandhouding te behouden of te herstellen (artikel 6 van de Habitatrichtlijn). Per lidstaat zijn Speciale Beschermingszones aangeduid, die samen het Natura 2000 netwerk vormen. De lidstaten zien toe op de staat van instandhouding van de Natura 2000 habitats en soorten en moeten daarover zesjaarlijks rapporteren aan de Europese Commissie (artikels 11 en 17 van de Habitatrichtlijn; European Commission, DG Environment 2005). De lidstaten zijn ook verplicht hiertoe het nodige wetenschappelijke onderzoek te bevorderen (artikel 18). Het Decreet van 9 mei 2014 houdende wijziging van het natuurbehoudsdecreet van 21 oktober 1997 zet bovenvermelde regelgeving om in Vlaamse wetgeving. Het definieert de staat van instandhouding van een habitat als de som van de invloeden die op de betrokken habitat en de daar voorkomende typische soorten inwerken en op lange termijn een verandering kunnen bewerkstelligen in de natuurlijke verspreiding, de structuur en de functies van die habitat of die van invloed kunnen zijn op het voortbestaan op lange termijn van de betrokken typische soorten in het Vlaamse Gewest. Op basis van LSVI 2 -tabellen kan bepaald worden of een habitat zich in goede staat bevindt (Oosterlynck et al. 2014). Het Natuurdecreet (9 mei 2014) voorziet daarnaast dat voor elk plan of project dat niet direct verband houdt met of nodig is voor het beheer van een SBZ, maar afzonderlijk of in combinatie met andere plannen of projecten significante gevolgen kan hebben voor dit gebied, een passende beoordeling gemaakt moet worden, rekening houdend met de noodzakelijke instandhouding van het gebied. 2 lokale staat van instandhouding (zie ook 3.2) 18 INBO.R

18 2.2 Europese Kaderrichtlijn Water/Decreet Integraal Waterbeleid Sinds december 2000 is de Europese Kaderrichtlijn Water (2000/60/EG) van kracht. Deze bepaalt dat tegen eind 2015 een goede oppervlakte- en grondwatertoestand moet worden bereikt in alle Europese wateren. De KRW maakt onderscheid tussen natuurlijke en sterk veranderde en kunstmatige wateren. In natuurlijke wateren moet minstens (een goede chemische en) een goede ecologische toestand bereikt worden. Om de toestand te bepalen, worden de wateren ingedeeld in watertypen op basis van ecologisch relevante kenmerken. Voor sterk veranderde en kunstmatige wateren moet het goed ecologisch potentieel behaald worden. Dit potentieel wordt voor een individueel oppervlaktewater afgeleid van de doelstellingen voor het meest vergelijkbare natuurlijke watertype. De richtlijn verplicht daarnaast om bijzondere beschermingsmaatregelen te nemen voor wateren die voor de bescherming van habitats of van soorten zijn aangewezen, wanneer het behoud of de verbetering van de watertoestand bij de bescherming een belangrijke factor vormt. De richtlijn geeft normatieve definities van de kwaliteitsklassen voor biologische, hydromorfologische en fysisch-chemische kwaliteitselementen. In natuurlijke wateren worden vijf kwaliteitsklassen beschreven (slechte, ontoereikende, matige, goede, zeer goede toestand), in sterk veranderde en kunstmatige wateren vier (slecht, ontoereikend, matig, goed en hoger). Deze vormen de basis voor de rapportage. De lidstaten kennen een getalwaarde toe aan de grenzen tussen die klassen. Om de beoordelingssystemen van de verschillende lidstaten onderling op elkaar af te stemmen, dient intercalibratie van de grenzen tussen matig en goed te gebeuren op het niveau van biogeografische regio s. Sinds 2003 is het decreet Integraal Waterbeleid (DIW) het juridisch kader voor het waterbeleid in Vlaanderen. Dit decreet is tegelijk de vertaling van de Europese Kaderrichtlijn Water naar de Vlaamse wetgeving. Het watersysteem is de basiseenheid van het integraal waterbeleid. Het wordt geografisch ingedeeld in stroomgebieden, stroomgebiedsdistricten, bekkens en deelbekkens. De in 2010 door de Vlaamse Regering vastgestelde stroomgebiedbeheerplannen bevatten doelstellingen voor de aanwezigheid van gevaarlijke stoffen in de waterlichamen, voor biologische criteria, voor grondwaterkwaliteit- en kwantiteit en voor waterbodems, alsook strengere milieudoelstellingen voor enkele waterlichamen. Er werden nog geen doelstellingen voor oppervlaktewaterkwantiteit bepaald (Van Hoydonck 2013). In elk stroomgebiedsdistrict worden oppervlaktewateren i.f.v. de doelstelling, beoordeling, monitoring en rapportering opgedeeld in waterlichamen. Elk waterlichaam wordt aan een type toegekend waaraan kwaliteitsnormen gekoppeld zijn. Vlaanderen heeft tien meertypen, acht riviertypen, twee typen kustwateren en twee typen getijrivieren beschreven. Het decreet Integraal Waterbeleid voorziet daarnaast dat er voor Speciale Beschermingszones, indien nodig, bijkomende (incl. strengere) normen kunnen opgelegd worden. Die komen bovenop de normen voor de goede ecologische toestand om de gunstige staat van instandhouding voor specifieke soorten en habitats te waarborgen (cfr. artikel 51, DIWB en artikel 5, 5 d). 2.3 Decreet algemene bepalingen inzake milieubeleid In het decreet algemene bepalingen inzake milieubeleid (DABM 1995) worden milieukwaliteitsnormen gedefinieerd. Milieukwaliteitsnormen bepalen de maximale toelaatbare hoeveelheden verontreinigingsfactoren in de atmosfeer, het water, het sediment of de biota in de bodem. Er zijn ook normen die bepalen welke natuurlijke of andere INBO.R

19 elementen in het milieu aanwezig moeten zijn met het oog op de bescherming van de ecosystemen en de bevordering van de biologische diversiteit. Er worden twee soorten milieukwaliteitsnormen onderscheiden (Artikel 2.2.3): Basiskwaliteitsnormen: bepalen de kwaliteitseisen waaraan het betrokken onderdeel van het milieu in heel het Vlaams Gewest moet voldoen. Bijzondere milieukwaliteitsnormen: bepalen de kwaliteitseisen waaraan het betrokken onderdeel van het milieu moet voldoen in gebieden die bijzondere bescherming behoeven, hetzij omwille van de bestemming, hetzij omwille van de functie die zij vervullen of dienen te vervullen. Milieukwaliteitsnormen kunnen worden vastgesteld in de vorm van grenswaarden en richtwaarden (Artikel 2.2.4): Grenswaarden: mogen, behoudens in geval van overmacht, niet worden overschreden. Richtwaarden: bepalen het milieukwaliteitsniveau dat zoveel mogelijk moet worden bereikt of gehandhaafd. Grenswaarden en richtwaarden kunnen afzonderlijk of in combinatie worden gehanteerd. Er zijn twee belangrijke spelregels in de bepalingen rond de onderlinge verhouding tussen de normen (Van Hoydonk 2013): De strengste norm geldt steeds. Decreet algemene bepalingen inzake milieubeleid - Art , 3: wanneer voor een bepaald gebied zowel basismilieukwaliteitsnormen als bijzondere milieukwaliteitsnormen van toepassing zijn, geldt de strengste milieukwaliteitsnorm. Vlarem II - Art : de basismilieukwaliteitsnormen, vermeld in artikel , gelden ook voor de oppervlaktewateren vermeld in afdeling 2.3.2, 2.3.3, en 2.3.5, als ze de voor die wateren geldende, bijzondere milieukwaliteitsnormen aanvullen of verstrengen. Stand-still principe: wanneer in een bepaald gebied voor een onderdeel van het milieu de werkelijke kwaliteit van dat onderdeel beter is dan vereist door de geldende grens- of richtwaarde, moeten de nodige maatregelen worden getroffen om deze kwaliteit minstens te behouden 20 INBO.R

20 Decreet algemene bepalingen inzake milieubeleid - Art , 2: op basis van een afweging van de verschillende maatschappelijke activiteiten streeft het milieubeleid naar een hoog beschermingsniveau. Het berust onder meer op het voorzorgsbeginsel en het beginsel van preventief handelen, het beginsel dat milieuaantastingen bij voorrang aan de bron dienen te worden bestreden, het stand-still beginsel en het beginsel dat de vervuiler betaalt. - Art , 1: wanneer in een bepaald gebied voor een onderdeel van het milieu de werkelijke kwaliteit van dat onderdeel beter is dan vereist door de geldende grens- of richtwaarde, moeten de nodige maatregelen worden getroffen om deze kwaliteit minstens te behouden. Decreet Integraal Waterbeleid - art.5, 4 van het DIW bepaalt dat het Vlaamse Gewest, de diensten en agentschappen die afhangen van het Vlaamse Gewest, de besturen, alsmede de publiekrechtelijke en privaatrechtelijke rechtspersonen die in het Vlaamse Gewest belast zijn met taken van openbaar nut de doelstelling moeten realiseren om de verdere achteruitgang van aquatische ecosystemen, van rechtstreeks van waterlichamen afhankelijke terrestrische ecosystemen en van waterrijke gebieden te voorkomen. Concreet betekent dit dat de toestand van een waterlichaam niet mag verlagen in kwaliteitsklasse. Natuurdecreet - Art. 6: onverminderd de bepalingen van het decreet van 5 april 1995 houdende algemene bepalingen inzake milieubeleid, is het beleid inzake natuurbehoud en de vrijwaring van het natuurlijk milieu gericht op de bescherming, de ontwikkeling, het beheer en het herstel van de natuur en het natuurlijk milieu, op de handhaving of het herstel van de daartoe vereiste milieukwaliteit en op het scheppen van een zo breed mogelijk maatschappelijk draagvlak, waarbij educatie en voorlichting van de bevolking inzake natuurbehoud wordt gestimuleerd. - Art. 8: De Vlaamse regering neemt alle nodige maatregelen ter aanvulling van de bestaande regelgeving om over het gehele grondgebied van het Vlaamse Gewest de milieukwaliteit te vrijwaren die vereist is voor het behoud van de natuur en om het standstillbeginsel toe te passen zowel wat betreft de kwaliteit als de kwantiteit van de natuur. - Voor de Europese natuurwaarden binnen SBZ blijft artikel 36ter 1 en 2a gelden. De Vlaamse regering neemt alle nodige maatregelen om elke verslechtering van de natuurkwaliteit en het natuurlijk milieu van de habitats van bijlage I en van de habitats van de soorten vermeld in de bijlagen II, III en IV van het Natuurdecreet in een Speciale Beschermingszone te vermijden. 2.4 Vlarem In uitvoering van het DIW en om te voldoen aan de doelstellingen van de Kaderrichtlijn Water, werden basismilieukwalilteitsnormen geformuleerd voor oppervlaktewater- en grondwaterlichamen. Deze staan opgelijst in het BVR van 21 mei 2010 (Belgisch Staatsblad 09/07/2010, verder vermeld als BVR (2010)) en werden opgenomen in VLAREM (bijlage van VLAREM II, aangepast volgens het BVR (2010)) (Van Hoydonck 2013). INBO.R

21 Het geheel van de in BVR (2010) vermelde richtwaarden voor oppervlaktewateren wordt verondersteld in globo het goed functioneren van een aquatisch systeem te ondersteunen en te garanderen dat er geen beduidende toename van ongewenste verschijnselen zal optreden. Dit alles telkens binnen het kader van een bepaald watertype. Voor oppervlaktewateren aangeduid als viswaterzones worden ook milieukwaliteitseisen gesteld (bijlage van Vlarem II). Deze gelden in zoverre ze kritischer zijn dan deze die Er zijn ook milieukwaliteitsnormen vastgelegd voor grondwater in het BVR (2010). Het betreft normen voor nitraat, ammonium en orthofosfaat die algemeen gelden voor het Vlaams gewest. Voor stikstofdepositie zijn in Vlarem II (bijlage 2.4.2) volgende depositiewaarden opgenomen: 14 kg N ha 1 jaar 1 voor loofbos en 5,6 kg N ha 1 jaar 1 voor meer natuurlijke soortensamenstelling in naaldbos, heide op zandgrond en vennen. 22 INBO.R

22 3 Conceptueel kader en begrippen Vooraleer verder in te gaan op de wijze waarop een gunstig abiotisch bereik is bepaald, achten we het nodig om een aantal essentiële begrippen nader toe te lichten. 3.1 Habitattypen in Vlaanderen Er wordt een gunstig abiotisch bereik bepaald voor habitattypen of habitatsubtypen (waar mogelijk). Wat wordt verstaan onder een habitattype? Een habitattype is een door de Europese Commissie gebruikte (vegetatiekundige) eenheid in de Habitatrichtlijn. De Interpretation Manual of European Union Habitats (European Commission 2003) vormt voor heel Europa de basis voor de definitie van de habitattypen. Hierin worden kort en bondig 218 habitattpen besproken en beschreven. In Vlaanderen komen 46 van deze habitattypen voor. De Vlaamse interpretatie van deze typen en een meer uitgebreide beschrijving is terug vinden in het boek Europees beschermde natuur in Vlaanderen en het Belgisch deel van de Noordzee. Habitattypen Dier- en plantensoorten (Decleer 2007). Elk habitattype heeft een unieke, officiële Natura 2000-code. Bepaalde Europese habitattypen worden op Vlaams niveau verder opgesplitst in subtypen (De Saeger et al. 2008). In deze studie trachten we een gunstig abiotisch bereik te bepalen voor alle habitat(sub)typen. Een habitattype is niet altijd verder opgedeeld in habitatsubtypen. In dit geval werd een gunstig abiotisch bereik voor het habitattype gegeven. In andere gevallen is er wel een verdere opdeling in habitatsubtypen, maar beschikten we niet altijd over voldoende gegevens om een gunstig abiotisch bereik te bepalen. 3.2 Lokale gunstige staat van instandhouding Wat verstaan we onder een gunstige staat en een goede toestand van een habitattype? Het begrip lokale staat van instandhouding (LSVI) wordt gedefinieerd als de staat van instandhouding op niveau van de habitatlocatie. Met habitatlocatie wordt een habitatvlek, of een geheel van aan elkaar sluitende of nabijgelegen habitatvlekken bedoeld. Een lokaal gunstige staat is die toestand waarvan verwacht kan worden dat de habitat langdurig kan blijven bestaan zonder of met regulier (dus niet remediërend) beheer. Daarbij wordt uitgegaan van de aanwezigheid van de ecologische processen en structuren die nodig zijn voor het ongewijzigd functioneren van de habitat en haar typische soorten. De lokaal goede toestand is de toestand waarbij het habitattype uitstekend functioneert. Naar abiotische condities en storingsindicatoren betekent dit dat deze samenvallen met een (half)natuurlijke, onverstoorde toestand van het habitattype of daar slechts in beperkte mate van afwijken. De toestand van de vegetatie en de habitatstructuur is van die aard dat ze een voor het habitattype hoge karakteristieke biodiversiteit toelaten (Oosterlynck et al. 2014). INBO.R

23 Vlaanderen 6230_hmo gunstige staat ongunstige staat Figuur 2: Schematische voorstelling van een aantal locaties in Vlaanderen waar het habitatsubtype 6230_hmo (vochtige heischrale graslanden) voorkomt. Het habitatsubtype bevindt zich in een gunstige staat op de locaties weergegeven met een groene kleur en in een ongunstige staat op locaties weergegeven met een oranje kleur. 3.3 Effectgroepen We wensen een gunstig bereik te formuleren voor meetbare milieuvariabelen die gecorrelleerd kunnen worden met de milieudrukken waarvoor het desbetreffende habitattype gevoelig is. Een milieudruk is een druk die de mens op het milieu legt. Een milieu-effect is een verandering in het milieu als gevolg van een ingreep. Een effectgroep is de verzamelnaam van de ecologische respons op de milieudruk. knack thinkstock hvandeker Foto 1: Voorbeelden van een milieudruk (emissie, bemesting). adviesgroep Borm & rtvoost Foto 2: Voorbeelden van een milieu-effect (eutrofiëring,verdroging). 24 INBO.R

24 Om inzicht te krijgen in de gevoeligheid (op lokale schaal) van een habitattype voor milieudrukken, werd gebruik gemaakt van de effectenmatrices die op de achtergrond van de voortoets (zie 3.5) draaien. Deze tabellen geven informatie over de gevoeligheid van alle aangemelde soorten en habitattypen van de Habitat- en Vogelrichtlijn voor effecten ten gevolge van menselijke activiteiten. De effecten zijn ingedeeld in negen effectgroepen. In bijlage 1 worden de definities gegeven voor de verschillende effectgroepen De gevoeligheidstabel voor habitattypen wordt weergegeven in bijlage 2. In de gevoeligheidstabellen wordt de gevoeligheid voor een serie verstoringen opgegeven in vier klassen: niet gevoelig; gevoelig; onbekend: een soort of habitattype kan gevoelig zijn, maar dit is onzeker; niet van toepassing: als de combinatie van een storende factor met een soort of habitattype in de praktijk niet voorkomt (bijvoorbeeld verandering van stroomsnelheid bij droge heide) (Wouters 2011). Alle milieuvariabelen waarvoor een gunstig abiotisch bereik wordt bepaald, worden gelinkt aan een effectgroep. Zo kunnen alle abiotische bereiken per effectgroep worden opgevraagd. 3.4 Het gunstig abiotisch bereik Definities Wat wordt precies bedoeld met grens- en streefwaarden? Figuur 3 illustreert de gebruikte terminologie. Figuur 3: Schematische aanduiding van grens- en streefwaarden op een denkbeeldige as van een biotisch (of abiotisch) kwaliteitscriterium van een habitattype. Een grenswaarde is de minimaal nagestreefde waarde van een bepaalde variabele of criterium, nodig voor een lokaal gunstige staat van instandhouding van een habitatlocatie. Grenswaarden zijn van toepassing op milieuvariabelen en vegetatie- en structuurcriteria. In deze rapportage worden enkel grenswaarden voor milieuvariabelen opgelijst. Een voorbeeld (ze ook figuur 4): INBO.R

25 Voor het habitatsubtype 6230_hmo wordt voor de gemiddelde laagste grondwaterstand 0.9 m onder maaiveld opgegeven als grenswaarde. Lagere grondwaterstanden zijn ongunstig voor een duurzaam voorkomen van vochtig heischraal grasland. GLG: Laagste grondwaterstanden Figuur 4: Schematische aanduiding van de grenswaarde voor de gemiddelde laagste grondwaterstand voor 6230_hmo (vochtig heischraal grasland). Een gunstig abiotisch bereik is het globale meetbereik van een milieuvariabele waarbinnen een habitattype duurzaam kan functioneren. De grenzen van dit bereik zijn de grenswaarden. Een streefwaarde is de minimaal nagestreefde waarde van een bepaalde variabele of criterium, nodig om een lokaal goede toestand te bereiken van een habitatlocatie die reeds in een lokaal gunstige staat van instandhouding verkeert. Streefwaarden zijn eveneens van toepassing op milieuvariabelen en vegetatie- en structuurcriteria. Streefwaarden en lokaal goede toestand worden in het nieuwe decreet Geïntegegreerd Natuurbeheer gebruikt voor de natuurstreefbeelden die in een beheerplan worden vooropgesteld (beheerplan van type 3 en 4: natuurreservaten en zones waar men voor minstens 90% naar natuurstreefbeeld werkt). Referentiewaarde is de verzamelterm van de hierboven gedefinieerde waarden (grens- en streefwaarden). Kritische depositiewaarden of kritische lasten (Engels: critical load ; in deze rapportage kortweg: KDW) zijn kwantitatieve schattingen van een blootstelling aan de depositie of de concentratie van één of meerdere polluenten waaronder geen significante schadelijke effecten optreden aan ecosystemen volgens de huidige kennis naar structuur en functioneren (Nilsson & Grennfelt 1988). Kritische lasten kunnen gedefinieerd worden voor verschillende schadelijke effecten, bijvoorbeeld daling biodiversiteit, wortelschade, vorstschade, Aard van een gunstig bereik Er werd gekozen om een gunstig bereik te bepalen voor milieuvariabelen welke: meetbaar zijn; goed gecorrelleerd zijn met de milieudruk waarvoor het habitat(sub)type gevoelig is. Dit laatste werd afgeleid uit deelstudies, literatuur en experkennis. Er werd zoveel mogelijk gewerkt met operationele standplaatskarakteristieken die direct op de plantengroei inwerken zoals zuurstof, zoutgehalte, water, zuurgraad en macronutriënten. Met de beschikbare gegevens was het onmogelijk een verdere opdeling per landschapstype te maken, zodat landschappelijke en regionale verschillen in deze rapportage niet in beeld worden gebracht. 26 INBO.R

26 De relatie tussen de kwaliteit van een habitat(sub)type en meetwaarden van een milieuvariabele kan sterk verschillen volgens de milieuvariabele. Voor ph veronderstellen we een 2-zijdig begrensd bereik corresponderend met de gunstige LSVI voor het habitat(sub)type. Voor P_Olsen veronderstellen we een eenzijdig begrensd gunstig bereik. Boven de grenswaarde gaat de kwaliteit afnemen. Hoge fosforgehalten (meetwaarden groter dan de grenswaarde) hypothekeren een duurzaam voorkomen van een habitat(sub)type dat gevoelig is voor eutrofiëring (zie ook figuur 5). Figuur 5: Veronderstelde relaties tussen de milieuvariabele (ph en P-Olsen) en de kwaliteit van een habitat(sub)type hier in in beeld gebracht aan de hand van een fictieve kwaliteitsindex. Een hogere waarde van de kwaliteitsindex is gelinkt met een hogere kwaliteit van het habitat(sub)type, gelinkt aan condities die noodzakelijk zijn voor een duurzaam behoud van het type. Dit maakt dat in publicaties zowel een bereik voor de gunstige LSVI als één enkele waarde kan opgegeven worden, afhankelijk van de milieuvariabele. Dit wordt in figuur 6 nader toegelicht aan de hand van een voorbeeld. Figuur 6: Een gunstig abiotisch bereik kan 1-zijdig of 2-zijdig gunstig begrensd zijn. Dit wordt geïllustreerd voor een enkele milieuvariabelen voor het habitat(sub)type 6230_hmo (vochtige heischrale graslanden). INBO.R

27 4 Bepaling van een gunstig abiotisch bereik Idealiter worden het gunstig bereik op een uniforme manier bepaald, gebruik makend van integrale of gekoppelde datasets (met vegetatiegegevens, hun LSVI en abiotische standplaatskarakteristieken) die zoveel mogelijk representatief zijn voor de Vlaamse milieusituatie. Er werden zowel databanken als publicaties geraadpleegd, op zoek naar een kwantitatieve beschrijving van de respons van een habitattype op milieudrukken waarvoor dit habitattype gevoelig is. De data waarover we beschikten waren echter zeer divers. In de beschikbare publicaties/datasets ontbrak vaak informatie: geen habitattypering, geen LSVI-bepaling, abiotische meetwaarden niet gemeten volgens standaardanalysemethoden, verzameld buiten het Vlaamse Gewest,... Hiermee rekening houdend werd waar mogelijk- een gunstig abiotisch bereik afgeleid uit: datasets die betrekking hebben op het Vlaamse Gewest (zie 4.1); internationale datasets (zie 4.2); literatuuronderzoek (zie 4.3). Wanneer verschillende studies (referenties) meerdere grenswaarden opleverden, werd een gunstig abiotisch bereik (een range of één waarde) bekomen (zie 4.4) op basis van: berekeningen (cumulatieve frequentiedistributie of gewogen gemiddelde) (zie 4.4.1); manuele selectie (zie 4.4.2); Dit wordt schematisch weergegeven in onderstaande figuur. Figuur 7: Schematische weergave van het afleiden van 1 gunstig bereik voor een milieuvariabele gebruik makende van verschillende bronnen. 28 INBO.R

28 De verschillende mogelijkheden om -gebruik makende van verschillende bronnen- tot 1 gunstig bereik te komen per milieuvariabele worden in de volgende paragrafen nader toegelicht. 4.1 Het gunstig abiotisch bereik afgeleid uit Vlaamse ruwe data Gekoppelde INBO-datasets Het INBO beschikt over een aantal gekoppelde datasets voor (semi)-terrestrische habitattypen, opgebouwd met data afkomstig van surveys en langetermijnmonitoring. Deze datasets bevatten biotische en abiotische informatie van meerdere locaties verspreid over Vlaanderen. Op die locaties werden vegetatieopnames gemaakt in proefvlakken en werden bodem- en/of grondwatermetingen uitgevoerd. De vegetatie was steeds in evenwicht met de standplaatscondities. Een overzicht van de datasets wordt gegeven in bijlage 3. Het INBO beschikt eveneens over monitoringgegevens voor stromende wateren (habitattype 3260). Deze data werden merendeels aangeleverd door de Vlaamse Milieumaatschappij (VMM) Deelstudies Om een gunstig abiotisch bereik per habitat(sub)type te bepalen op basis van INBO-data werden verschillende deelstudies uitgevoerd. Figuur 8: Overzicht van Vlaamse deelstudies gebruikt in deze studie. INBO.R

29 Bepaling van kritische depositiewaarden voor stikstof voor duurzame instandhouding van Europese habitattypen in Vlaanderen - Maarten Hens & Johan Neirynck 2013 Voor deze deelstudie wordt verwezen naar hoofdstuk 6 en Hens M. & Neyrinck J. (2013). Bepaling van het gunstig abiotisch bereik voor (semi)-terrestrische habitattypen op basis van standplaatsonderzoek - Jan Wouters, Maarten Hens, Maud Raman & Hans Van Calster (2014) In deze deelstudie werden gunstige abiotische bereiken bepaald op basis van standplaatsgegevens. Op eenzelfde locatie werden zowel de vegetatie als abiotische standplaatskenmerken opgemeten. Hiervoor werden drie datasets samengevoegd: NICHE Vlaanderen (Callebaut et al. 2007), SPOVEG en ALNO-PADION (De Becker et al. 2005). De samengestelde dataset bevat gegevens voor 2250 locaties. De toewijzing van een vegetatie-opname aan een habitattype gebeurde op basis van clusteren indicatoranalyses. Ter validering werd dit resultaat vergeleken met drie andere indicatieve methoden: de toekenning van een opname aan een habitatgerelateerd vegetatietype d.m.v. Associa, de aanduiding op de habitatkaart en het voorkomen van soorten die in de LSVI2014 (Oosterlynck et al. 2014) als sleutelsoort voor dat habitattype worden beschouwd. De LSVI-klasse ongunstig of gunstig van een opname was onbekend. De LSVI-bepaling steunt op een set (biotische) LSVI-criteria en wordt beoordeeld voor een perceel (Oosterlynck et al. 2014). Onze dataset is echter samengesteld uit vegetatiebeschrijvingen van een veel kleinere oppervlakte, waardoor de grenswaarden voor die LSVI-indicatoren niet volledig toepasbaar zijn. Het was noodzakelijk om voor dit schaalniveau nieuwe biotische grenswaarden te bepalen. Er werden hierbij twee werkwijzen (een indirecte en een directe methode) toegepast. Bij de indirecte methode werd gebruik gemaakt van de ontwikkelingsgraad van een opname. Dit is een maat die aangeeft hoe representatief een opname voor een habitattype is. Voor een reeks kandidaat-grenswaarden van de LSVIindicator werden twee groepen onderscheiden (gunstig/ongunstig) en werd onderzocht of de ontwikkelingsgraad hiertussen duidelijk verschilt (Mann-Whitney U-test, p<0,05). De indirecte methode heeft als voordeel dat de LSVI-beoordeling volledig biotisch gestoeld is. De ontwikkelingsgraad is echter een vrij grove maat, waardoor mogelijk bestaande relaties niet gedetecteerd worden. Het is een globale maat waarbij negatieve effecten gecumuleerd worden. Bij een locatie die bijvoorbeeld door eutrofiëring globaal een ongunstige LSVI heeft, kan de grondwaterdynamiek in orde zijn. Daarom werd de indirecte methode aangevuld met een werkwijze die analoog is aan de indirecte methode. Hierbij werd geen gebruik gemaakt van de ontwikkelingsgraad, maar werd voor een milieuvariabele grenswaarden van een biotische indicator bepaald. Voor een reeks kandidaat-grenswaarden van de LSVI-indicator werden twee groepen onderscheiden (gunstig/ongunstig) en werd onderzocht of de milieuvariabele hiertussen duidelijk verschilt (Mann-Whitney U-test, p<0,05). Voor een weerhouden significante grenswaarde werd vervolgens onderzocht of tussen de twee hiermee onderscheiden groepen gunstig en ongunstig de meetwaarden voor een selectie van milieuvariabelen significant verschillen (de ondergrens van het 95% betrouwbaarheidsinterval van de AUC >0.60). In dit geval werd het gunstig bereik bepaald door de percentielwaarden voor de klasse gunstig te berekenen. Er werd gekozen om te werken met de percentielwaarden, omdat werd vastgesteld dat de kans dat een opname verkeerdelijk tot de klasse gunstig wordt gerekend groter is bij waarden die dicht tegen de abiotische grenswaarden gelegen zijn. Alsook wordt op die manier rekening gehouden met naijlingseffecten. Dit bereik werd geprojecteerd op de box-plots van locaties met een geschatte gunstige en een ongunstige LSVI. Elke grafiek werd manueel gecontroleerd. 30 INBO.R

30 Voor meer informatie wordt verwezen naar Wouters et al. (2014). Bepaling van het gunstig abiotisch bereik voor boshabitats op basis van monitoringsgegevens - Luc De Keersmaeker, Kris Vandekerkhove & Geert De Blust In deze deelstudie werden gunstige abiotische bereiken afgeleid op basis van monitoringdata van bossen. Deze deelstudie is aanvullend op de eerste deelstudie omdat het hier gaat om bijkomende bodemkundige data (1588 stalen uit 13 onbeheerde reservaten) die verzameld werden in de meest voorkomende bostypen in Vlaanderen. Voor elk opnamepunt werd nagegaan of de vegetatie een Natura 2000-habitatype betrof. De typering gebeurde volgens Decleer et al. (2007) en Cornelis et al. (2009), in de eerste plaats op basis van de samenstelling van de kruidvegetatie. Het gunstige abiotisch bereik is gebaseerd op tenminste 40 (voor habitattype 9190), maar meestal meer dan 200 analyseresultaten. Voor de meest relevante bodemvariabelen werden een gunstig bereik bepaald aan de hand van 10- en 90- percentielwaarden. Voor meer informatie wordt verwezen naar bijlage 4 en De Keersmaker et al. (2015). Bepaling van het gunstig abiotisch bereik voor aquatische habitattypen - An Leyssen & Luc Denys Voor de habitattypen van stilstaand water was nog geen uitvoerige analyse mogelijk van de relatie tussen de biologische LSVI-criteria en de abiotische omstandigheden. Dit zal pas het geval zijn als de meetnetten en verder onderzoek hiervoor data genereren. Enkel gegevens die recent in Vlaanderen verzameld werden bij verspreidingsonderzoek van drijvende waterweegbree (Luronium natans) zijn in beperkte mate nader verkend m.b.t. het habitatype 3130 aom. Het betreft een eerste analyse van 35 stilstaande wateren, waarvoor biotische en abiotische gegevens (bodemgegevens en fysisch-chemische gegevens van het oppervlaktewater) beschikbaar zijn voor 2009 en De LSVI werd bepaald volgens Oosterlynck et al (2014). Voor milieuvariabelen die significant verschilden tussen de klassen gunstig en ongunstig (Mann-Whitney U-test, p<0,05) werd een grenswaarde berekend aan de hand van de ROC (receiver operating characteristic)-curve met het R-package proc (Robin et al. 2011). De grenswaarde is berekend als het punt nabij de linkerbovenhoek van de ROC-curve (=closest.topleft), waarbij bovendien valsnegatieven (ten onrechte een gunstig habitat als ongunstig bestempelen) tienmaal zwaarder zijn gewogen. Enkel voor het LSVI-criterium horizontale structuur werden grenswaarden berekend. Voor het biotische criterium eutrofiëring verschilde geen enkele milieuvariabele significant tussen gunstig en ongunstig. Voor de overige milieuvariabelen werd het bereik bepaald voor de klasse gunstig en werd deze vergeleken met relevante waarden uit de literatuur. Ook voor stromende wateren is er nog geen grondige analyse uitgevoerd naar de relatie tussen de biologische LSVI-criteria en de abiotische omstandigheden. Wel werden de belangrijkste abiotische, inz. fysisch-chemische, variabelen voor de aanwezigheid van habitattype 3260 op schaal van het gehele referentiegebied (Favourable Reference Range) onderzocht aan de hand van recente monitoringgegevens (incl. 67 locaties met het habitattype; Leyssen et al. 2014). Relevante waarden werden hier bepaald op basis van het bereik van het habitattype of berekend d.m.v. de TITAN-methode (Threshold Indicator Taxa Analysis; Baker & King 2010). In dit laatste geval werden waarden afgeleid op basis van alle soorten die een negatieve respons vertonen op een toenemende milieudruk. Deze omvatten de voornaamste kenmerkende taxa voor het habitattype Voor meer informatie wordt verwezen naar Leyssen et al. (2014) en bijlage 4. INBO.R

31 4.2 Het gunstig abiotisch bereik afgeleid uit externe datasets In deze studie kon beroep gedaan worden op een drietal externe datasets. Figuur 9: Overzicht van externe datasets gebruikt in deze studies. De Ecological Conditions Database (EC): Wamelink et al Deze databank bevat zowel vegetatiekundige data (gedefinieerd met behulp van ASSOCIA (Van Tongeren et al.)) als abiotische metingen (ph, grondwaterstanden, nitraatconcentratie, ). De databank bevat 8229 opnamen uit Nederland met minimaal 1 abiotische meting voor de periode Op basis van deze data werd door middel van quantielregressie de respons van een plantensoort berekend voor verschillende milieuvariabelen. Vervolgens werd voor een grote dataset (> opnamen) met enkel vegetatiegegevens het fysisch milieu beschreven aan de hand van de gemiddelde respons van de er voorkomende soorten. Per habitattype en per milieuvariabele werden percentielwaarden berekend. Dataset graslandonderzoek K.U.Leuven: Ceulemans, 2013 Deze dataset bevat voor 174 binnen- en buitenlandse sites, vooral geselecteerd op basis van de aanwezigheid van schraallandvegetaties, zowel een vegetatiekundige opname (procentuele schaal) als kenmerken van de bovenste 10 cm van de bodemlaag. De opnamen werden door middel van clusteranalyses, indicatoranalyses en gebruik makend van de huidige habitatdefinities gerelateerd aan één of meer habitattypen. Voor de fysische kenmerken werden per habitattype 10-,25-,75-,90-percentielwaarden bepaald. Dataset graslandonderzoek: Stevens et al Deze dataset bevat voor 153 vooral buitenlandse sites, geselecteerd op basis van de aanwezigheid van heischraal grasland, zowel een vegetatiekundige opname (procentuele 32 INBO.R

32 schaal) als kenmerken van de bovenste 10 cm van de bodemlaag. Voor het voorliggend onderzoek werden deze sites tot het habitattype 6230 gerekend. Voor de fysische kenmerken werden per habitattype 10-,25-,75-,90-percentielwaarden bepaald. 4.3 Het gunstig abiotisch bereik afgeleid uit literatuuronderzoek Bovenstaande analysen werden aangevuld met een gericht literatuuronderzoek. Door middel van dit onderzoek werden bijkomende abiotische bereiken aangereikt. Gunstige abiotische bereiken afgeleid uit Vlaamse of externe datasets werden steeds vergeleken met deze afgeleid uit literatuuronderzoek Selectie van publicaties Dataverzameling Hierbij werd voor elk habitattype gezocht naar peer-reviewed publicaties, doctoraten, scripties, boeken, hoofdstukken uit boeken, artikels en grijze literatuur. De resultaten moesten toepasbaar zijn op de Vlaamse situatie. Bij elke publicatie werd nagegaan of de opgegeven waarden gebaseerd zijn op eigen onderzoek of expertoordeel. De focus lag in de eerste plaats op origineel onderzoek, bij voorkeur toepasbaar op grotere schaal. De proefopzet werd kwalitatief beoordeeld. Experimentele studies in situ werden meegenomen op voorwaarde dat de vegetatie intact was gebleven en experimentele drukken vergelijkbaar waren met reële drukken. In onderstaande figuur worden de criteria weergegeven op basis waarvan publicaties werden geselecteerd. Figuur 10: Criteria voor selectie van wetenschappelijke publicaties, waaruit gunstige abiotische bereiken konden afgeleid worden. Referenties en beschrijvende statistische parameters voor milieuvariabelen werden opgeslagen in twee bestanden: een Endnote-bestand voor het opslaan van de referenties. Er werd een lijst met specifieke keywords opgemaakt; een Access-databank voor het opslaan van beschrijvende statistische parameters voor milieuvariabelen (gemiddelde + standaardafwijking, percentielwaarden, min/max) (zie ook Figuur 11). Dit kunnen, maar hoeven niet noodzakelijk grenswaarden te zijn. INBO.R

33 Figuur 11: Formulier voor het invoeren van beschrijvende statistische parameters voor milieuvariabelen (gemiddelde + standaardafwijking, percentielwaarden, min/max) onttrokken aan publicaties in de Access databank. Afleiden van Vlaamse habitatdefinities De in publicaties beschreven vegetatietypen betroffen vaak een Natura 2000-habitattype, maar dat werd niet altijd zo aangegeven. Meestal moest het habitattype worden afgeleid uit de vegetatiekundige beschrijving of uit de vermelding van een lokale of landelijke vegetatiekundige typering. Voor het afleiden van het habitattype op basis van een vegetatieopname of van losse waarnemingen van soorten, werd gebruik gemaakt van de vegetatiekundige definities van de habitattypen volgens Decleer (2007), Oosterlynck et al. (2014) en De Saeger et al. (2008). De lokale staat van instandhouding (LSVI) van de meetlocaties Dit kenmerk werd slechts bij uitzondering in de publicatie vermeld en diende uit de beschrijving van het onderzoek geïnterpreteerd te worden. Enkel wanneer in het onderzoek duidelijk was aangegeven dat sites met goed ontwikkelde vertegenwoordigers van een vegetatietype geselecteerd werden, werd voor deze gegevens de LSVI als gunstig beschouwd. In de andere gevallen werd de LSVI als onbekend genoteerd. Areaal en tijdsvenster van de dataverzameling Het gebruik van internationale referentiewaarden in Vlaamse instrumenten als een passende beoordeling, heeft enkel zin als de habitattypen en hun standplaatscondities sterk vergelijkbaar zijn met deze in een Vlaamse context. Daarom werden enkel referentiewaarden gebruikt die betrekking hebben op sites van de Europese Vlakte in de Atlantische en Continentale regio. De verschillende biogeografische regio s worden weergegeven in figuur INBO.R

34 Figuur 12: Kaart met aanduiding van de biogeografische regio s in Europa (Eionet, European Topic Centre on Biological Diversity). De focus lag in de eerste plaats op de meest recente data gegenereerd in de periode Waar zeer weinig gegevens voorhanden waren, zijn ook oudere publicaties geraadpleegd. Andere maten, andere gewichten Bij het gebruik van meet- of grenswaarden uit publicaties is rekening gehouden met: gebruik van andere analysemethoden voor eenzelfde milieuvariabele. Zo kan de concentratie aan fosfor die in de bodem wordt gemeten significant verschillen naargelang de analysemethode die wordt gebruikt; gebruik van andere eenheden voor eenzelfde milieuvariabele; overige factoren. Soms werd bijkomende informatie opgegeven zoals de staalnamediepte. De tabellen in hoofdstuk 7 bevatten een eenvormige set milieuvariabelen. Meetwaarden worden bepaald met eenzelfde analysemethode of een andere methode die vergelijkbare resultaten oplevert. Alle meetwaarden worden uitgedrukt in eenzelfde eenheid. Waar nodig en mogelijk zijn conversies uitgevoerd. INBO.R

35 4.3.2 Afleiden van een gunstig abiotisch bereik LSVI gekend? De beschikbare kennis voor de lokale staat van instandhouding bepaalt de wijze waarop een gunstig abiotisch bereik kon worden afgeleid. De LSVI is gunstig Hierbij komt het volledig opgegeven waardenbereik (uitgedrukt door een minimum en/of maximum, zie ook 3.4.2) in aanmerking. Indien het volledige bereik niet bekend was, maar wel een gemiddelde met standaardafwijking, dan werd een bereik berekend door het gemiddelde te verhogen en te verlagen met 2x de standaardafwijking. LSVI ongekend In de meeste gevallen worden enkel standplaatskarakteristieken vermeld zonder aanduiding van de staat van instandhouding van het habitat. In dit geval kunnen we het gunstige bereik niet exact inschatten. De mediaanwaarde werd hier als boven- of ondergrens (afhankelijk van de ecologische relevantie) genomen. Indien deze onbekend is, werd de gemiddelde waarde gebruikt. De andere grens van het bereik werd bepaald door de minimum- of maximumwaarde. De expert beslist of deze waarden al dan niet als grenswaarde worden meegenomen. Grenswaarden versus KRW-richtwaarden Voor de aquatische habitattypen zijn de in publicaties aangetroffen grenswaarden afgetoetst aan KRW-richtwaarden. Is de grenswaarde strenger dan de KRW-richtwaarde, dan wordt deze weerhouden. Voor een uitgebreidere uiteenzetting van de relatie tussen Natura habitattypen en KRW/DIW-watertypen wordt verwezen naar hoofdstuk Selectie van één enkel gunstig bereik In deze paragraaf beschrijven we de reductie van meerdere abiotische bereiken volgens verschillende referenties naar één gunstig abiotisch bereik Selectie op basis van een globale frequentieverdeling Onderstaande figuur geeft weer hoe we komen tot één gunstig abiotisch bereik op basis van berekeningen. 36 INBO.R

36 Figuur 13: Schematische weergave van de selectie één gunstig abiotisch bereik op basis van berekeningen. Associëren van één of meer milieuvariabelen aan een milieudruk Op basis van expertoordeel werd voor elke milieudruk één of meer milieuvariabelen opgegeven waarop deze druk een effect kan hebben (zie bijlage 5). Bij de selectie werd rekening gehouden met de beschikbare data en met correlaties tussen variabelen. Deze correlaties werden in deze studie niet onderzocht. Samenvoegen van de gevonden abiotische bereiken in één databank. De abiotische bereiken verkregen uit eigen of externe datasets ( ) werden samengebracht in de databank met literatuurgegevens (4.3). Één milieuvariabele, één analysemethode, één eenheid Voor een milieuvariabele werd één analysemethode en één meeteenheid als standaard beschouwd. Lichtjes afwijkende analysemethoden konden hiermee geclusterd worden (zie bijlage 6). Andere meeteenheden werden indien mogelijk naar de standaardmeeteenheid geconverteerd. Afleiden van een gunstig abiotisch bereik uit een frequentiedistributie Indien we hiertoe over slechts één gegeven beschikten (d.w.z. voor een habitat(sub)type zit er voor een bepaalde milieuvariabele (en analysemethode) maar één waardenbereik voor de gunstige LSVI in de databank) én de grens/grenzen van het opgeven bereik werd(en) weerhouden als grenswaarde(n), blijft dit waardenbereik onveranderd en nemen we dit in het rapport over. INBO.R

37 Indien we over meerdere databronnen beschikken, werd op basis hiervan een frequentiedistributie berekend. Berekenen van een frequentiedistributie volgens een normaalverdeling per referentie met een gunstige LSVI. Voor deze berekening werd het bereik, bepaald door het absolute minimum en maximum van de variabele voor het habitattype in kwestie (over alle referenties heen), opgedeeld in 100 klassen. Per referentie varieerde bijgevolg het aantal klassen tussen 1 en 100, afhankelijk van het daar opgegeven bereik. Per klasse werd een proportioneel aandeel toegekend volgens de normaalverdeling. Berekenen van een frequentiedistributie volgens een normaalverdeling per referentie met een onbekende LSVI. Indien de milieuvariabele slechts aan één zijde van haar bereik gevoelig is aan een milieudruk werd de mediaanwaarde als boven- of ondergrens (afhankelijk van de ecologische relevantie) genomen. Indien deze onbekend is, werd de gemiddelde waarde gebruikt. De andere grens van het bereik werd bepaald door de minimum- of maximumwaarde over alle referentiebronnen, specifiek voor het habitat(sub)type. Indien de milieuvariabele aan beide zijden van haar bereik gevoelig is aan een milieudruk werd standaard de 25%- en 75% percentielwaarde gebruikt. Indien deze onbekend was, werd de gemiddelde waarde verhoogd en verminderd met één standaardafwijking als bereik genomen. 3 Geven van een een gewichtsfactor aan elke referentie: o gewicht voor het aantal meetpunten = aantal meetpunten, indien dit aantal niet werd vermeld, hebben we pragmatisch voor 10 observaties gekozen o gewicht voor referenties met expliciet opgegeven grenswaarden voor het gunstige bereik = 5 o gewicht voor referenties vooral van toepassing in het Vlaams Gewest = 3 o gewicht voor referenties met aanduiding van een gunstige staat van instandhouding = 1.5 Per referentie werd de frequentie per klasse berekend door het gewicht te vermenigvuldigen met het proportioneel aandeel. Berekenen van een globale frequentieverdeling. Op basis van de verschillende frequentiedistributies (één per referentie) werd een globale frequentieverdeling berekend en hiervan werden (op de ongefitte curve) de 5% en 95% percentielen bepaald. Afhankelijk van de ecologische of fysico-chemische relevantie werden deze twee waarden als grenswaarde(n) behouden of werd één waarde als boven- of ondergrens genomen. 3 Waren 25%-75% percentiel en gemiddelde + standaardafwijking onbekend, maar wel (de eerste in volgorde)10% - 90%, 5%-95% of een minimum en maximumwaarde werd volgende formule gebruikt. Bij opgave van 10%-90% percentiel: ondergrens = P10 + 3/16 (P90-P10), bovengrens = P90 3/16 (P90-P10). Bij opgave van 5% - 95% percentiel: ondergrens = P5 + 1/4 (P95-P5), bovengrens = P95 1/4 (P95-P5). Bij opgave van minimum en maximum: ondergrens = min + 1/3 (max-min), bovengrens = max 1/3 (max-min) 38 INBO.R

38 Figuur 14: schematische weergave van de berekening van een globale frequentiedistributie. Bijkomend selectie Niet alle berekende abiotische bereiken werden effectief in dit rapport als gunstig abiotisch bereik weerhouden. Om weerhouden te kunnen worden, moesten de grenswaarden nog voldoen aan enkele criteria: Minimum aantal referenties. In geval in de publicatie zelf een gunstig abiotisch bereik werd aangereikt, volstond één referentie. Was dit niet het geval, dan moesten er minimum twee referenties aanwezig zijn. Het gunstig abiotisch bereik moet ecologisch relevant zijn (expertbeoordeling). Het gevonden bereik moest grotendeels de bereiken van de referenties waarop het gebaseerd is omvatten (deels expertbeoordeling). Voor welke habitatgroepen kon een gunstig abiotisch bereik op deze wijze bepaald worden? moerassen heide bossen graslanden Selectie op basis van expertkeuze Voor de andere habitattypen moesten we een manuele afweging maken. Onderstaande figuur geeft weer hoe we komen tot één gunstig abiotisch bereik op basis van een selectie door de expert. INBO.R

39 Figuur 15: Schematische weergave van de selectie één gunstig abiotisch bereik op basis van van expertkeuze. Associëren van één of meer milieuvariabelen aan een milieudruk Op basis van expertoordeel werd voor elke milieudruk één of meer milieuvariabelen opgegeven waarop deze druk een effect kan hebben. Bij de selectie werd rekening gehouden met de beschikbare data en met correlaties tussen variabelen. Deze correlaties werden in deze studie niet onderzocht. Één milieuvariabele, één analysemethode, één eenheid Voor een milieuvariabele werd één analysemethode en één meeteenheid als standaard beschouwd. Lichtjes afwijkende analysemethoden konden hiermee geclusterd worden. Andere meeteenheden werden indien mogelijk naar de standaardmeeteenheid geconverteerd. Selectie van abiotische bereiken uit meerdere publicaties en/of deelstudies Er werd een hoger gewicht gegeven aan een gunstig abiotisch bereik afgeleid uit studies: die betrekking hebben op het Vlaams Gewest; waarbij grenswaarden expliciet werden opgegeven; waarvan de LSVI gekend is; met een goede proefopzet. Het gekozen gunstig abiotisch bereik werd steeds afgetoetst aan andere (inter)nationale referenties. Indien er geen relevante publicaties werden gevonden, werden geen gunstige bereiken geformuleerd. 40 INBO.R

40 Aftoetsing met KRW-richtwaarden Voor de aquatisch habitat(sub)typen werden de grenswaarden afgetoetst aan de KRWrichtwaarde. Indien de grenswaarde strenger was dan de KRW-richtwaarde, werd de grenswaarde weerhouden. Voor welke habitatgroepen kon een gunstig abiotisch bereik op deze wijze worden bepaald? aquatische habitats zilte habitats duinhabitats bossen jeneverbesstruwelen 4.5 De brede paraplu van een habitat(sub)type Een habitattype kan bestaan uit verschillende habitatsubtypen. Binnen één habitattype kunnen er meerdere habitatsubtypen zijn of enkel één habitatsubtype of geen. Waar mogelijk wordt een gunstig abiotisch bereik bepaald op habitatsubtypeniveau, gezien op dit niveau vaak duidelijke verschillen in abiotische standplaatsvereisten waargenomen worden waarvoor gunstige bereiken kunnen worden bepaald. Habitatsubtypen kunnen op hun beurt bestaan uit één of meerdere vegetatietypen. In de literatuur worden abiotische standplaatsvereisten vaak geformuleerd op het niveau van een vegetatietype of wordt er verder gedifferentieerd in functie van de landschapseenheid waarin het vegetatietype voorkomt. Voor een habitatsubtype kunnen bijgevolg meerdere gunstige abiotische bereiken gevonden worden. Figuur 16: Schema met mogelijke relaties tussen habitattypen, habitatsubtypen en vegetatietypen. Indien meerdere gunstig abiotische bereiken werden opgegeven binnen een habitatsubtype: In het geval dat er weinig overlap was tussen de verschillende gunstige bereiken of werden meerdere grenswaarden behouden. Indien bijvoorbeeld een vegetatietype gevoeliger was voor een bepaalde milieudruk dan de andere vegetatietypen binnen dat habitatsubtype, dan werd het gunstig abiotisch bereik van het meer kwetsbare vegetatietype apart vermeld. In het geval van een grote overlap tussen de gunstige bereiken, werd de doorsnede genomen als grenswaarde. INBO.R

41 Figuur 17: Gesteld dat een habitatsubtype uit drie vegetatietypen bestaat. In geval van A liggen de gunstige bereiken voor ph voor de verschillende vegetatietypen dicht bij elkaar en wordt de doorsnede van deze bereiken genomen als gunstig abiotisch bereik. In geval van B worden voor VT1 en VT2 de doorsnede genomen en worden het gunstig abiotisch bereik voor VT3 apart weergegeven. VT=vegetatietype; met rode stippellijnen wordt de positie van de grenswaarden weergegeven. 4.6 Status van een gunstig abiotisch bereik Het was onmogelijk om voor elke bron de betrouwbaarheid nauwkeurig in te schatten. Als proxy voor betrouwbaarheid werd een label aan abiotische bereiken gegeven die de status ervan weergeeft (zie Tabel 1), gebaseerd op de bron en wijze waarop het bereik werd afgeleid. Tabel 1: Status voor abiotische bereiken. Code status Status Rp Rr Rt Lg Ls Lr afgeleid uit data, LSVI onbekend afgeleid uit ruwe data, LSVI bekend afgeleid uit ruwe data; gunstige bereiken bepaald d.m.v. Titanmethode (Baker & King 2010) afgeleid uit literatuur (LSVI bekend) afgeleid uit literatuur (LSVI onbekend, standplaatskarakteristieken) afgeleid uit literatuur; bereiken bepaald d.m.v. quantielregressie (Wamelink et al. 2013) 42 INBO.R

42 5 KRW-richtwaarden versus grenswaarden Luc Denys & An Leyssen Het waterbeleid hanteert reeds een aantal abiotische karakteristieken om biologische kwaliteitsdoelstellingen te realiseren. Deze zijn gedifferentieerd op het niveau van Vlaamse watertypen. Hoe verhouden deze zich tot mogelijke grenswaarden? KRW/DIW-richtwaarden voor stilstaande wateren Tabel 2 geeft de typen stilstaande wateren die in Vlaanderen beschreven zijn. Deze typologie is afgeleid uit de verdeling van verschillende organismengroepen, waaronder water- en oeverplanten, in de levensgemeenschap van 186 Vlaamse wateren langs de voornaamste abiotische gradiënten (Denys 2009). Tabel 2: Meertypen sensu KRW/DIW. Ad Ai Ami Awe Awom CFe Czb Cb Zs Zm Bzl Bs alkalisch duinwater ondiep ionenrijk, alkalisch meer ondiep matig ionenrijk, alkalisch meer diep, eutroof, alkalisch meer diep, oligotroof tot mesotroof, alkalisch meer circumneutraal, ijzerrijk meer circumneutraal, zwak gebufferd meer circumneutraal, sterk gebufferd meer sterk zuur meer matig zuur meer zeer licht brak meer sterk brak meer Voor de diverse Vlaamse meertypen (tabel 2) worden in Vlarem II richtwaarden gegeven voor meetvariabelen die, in overeenstemming met de KRW-voorschriften, in relatie staan tot thermische omstandigheden, zuurstofhuishouding, zoutgehalte, verzuringstoestand, nutriënten en diversen (BVR 2010). Er is niet noodzakelijk sprake van een 1-op-1 relatie tussen elke meetvariabele met een opgegeven richtwaarde en een bepaalde druk. Deze richtwaarden hebben ook een uiteenlopende geschiedenis. Voor de meeste variabelen zijn richtwaarden door de CIW ingegeven op basis van eerdere normen en buitenlandse normering. Voor de totaalfosforconcentraties (TP) hebben de ontwikkeling van nieuwe ecologische beoordelingsmethoden en de internationale interkalibratieprocedures voor de implementatie van de KRW een rol gespeeld bij het tot stand komen van richtwaarden. De afleiding van de KRW/DIW-richtwaarden voor totaalfosfor (TP) in Vlaamse meren is door Denys & Van Wichelen (2007) toegelicht. Op individuele basis (waterlichaam) kan een uitzondering gemaakt worden op de algemene richtwaarden i.f.v. KRW/DIW-doelstellingen voor bepaalde sterk veranderde en kunstmatige wateren. Dit is enkel mogelijk als aangetoond kan worden dat de generieke doelstellingen wellicht niet gehaald kunnen worden tengevolge van onveranderlijke hydromorfologische wijzigingen ten behoeve van specifieke nuttige doelen van het waterlichaam. Indien een of meerdere habitattypen in een sterk veranderd of kunstmatige waterlichaam aanwezig zijn, is het echter raadzaam om ook in deze wateren de watertypespecifieke fysisch-chemische basisvereisten nooit af te zwakken. De KRW noopt immers om kwetsbare fauna en flora in waterlichamen adequaat te beschermen, ongeacht het al dan niet natuurlijke karakter van het waterlichaam (Denys et al. 2014; Schmedtje & Kremer 2011). INBO.R

43 5.1.2 KRW/DIW-richtwaarden voor stromende wateren In overeenstemming met de Europese Kaderrichtlijn Water worden waterlopen onderverdeeld in een aantal typen (tabel 3). Tabel 3: Waterlooptypen sensu KRW/DIW. Bk BkK Bg BgK Rk Rg Rzg Pz Pb kleine beek kleine beek Kempen grote beek grote beek Kempen kleine rivier grote rivier zeer grote rivier zoete polderwaterloop brakke polderwaterloop Voor waterlopen worden in Vlarem II eveneens meetvariabelen gebruikt die in relatie staan tot thermische omstandigheden, zuurstofhuishouding, zoutgehalte, verzuringstoestand, nutriënten en diversen. Ook hier is niet noodzakelijk sprake van een 1-op-1 relatie tussen een variabele met een opgegeven richtwaarde en een bepaalde druk. Deze milieukwaliteitsnormen gelden ook voor sterk veranderde en kunstmatige waterlichamen. De KRW/DIW-richtwaarden zijn o.a. gebaseerd op een synthese door Schneiders (2007) van literatuur m.b.t. eutrofiëring, data voor Vlaamse laaglandbeken en voorgestelde klassengrenzen in de buurlanden. Bij deze oefening konden ecologisch relevante waarden voorgesteld worden voor de goede en zeer goede ecologische toestand sensu KRW voor MRP ( molybdate reactive phosphorus ; dit komt nagenoeg overeen met SRP, soluble reactive phosphorus, of orthopo 4 -P), nitraat, nitriet, ammonium en totaalstikstof. In afwijking van dit voorstel werd in BVR (2010) een hogere waarde voor MRP in grote rivieren opgenomen. Richtwaarden voor bijkomende variabelen zijn door CIW ingegeven, op basis van eerdere normen en buitenlandse normering Relatie N2000-habitattypen en KRW/DIW-watertypen Tabel 4 geeft het potentieel voorkomen weer van aquatische habitattypen over de Vlaamse watertypen volgens Denys (2009) 4. Merk op dat hierin, in tegenstelling tot BVR (2010), het watertype Ami opgedeeld is in een matig voedselrijk en een meso- tot oligotroof subtype. Dit laatste is in Vlaanderen zeer beperkt vertegenwoordigd. Nagenoeg alle habitatypen kunnen in meerdere watertypen tot ontwikkeling komen, zij het niet altijd in optimale vorm. Habitattype 2190 open water (2190A) is een uitzondering omdat het een landschapsgebonden type betreft (vochtige duinpannen). Het kan biotische kenmerken vertonen van habitattype 3140 (kranswiervegetaties) of habitattype 3130 (oeverkruidgemeenschappen) en dan ook ± gelijkaardige abiotische vereisten stellen, maar is, zowel naar soortensamenstelling als abiotische randvoorwaarden, niet tot deze twee habitattypen te herleiden. 4 Habitattype 3270 wordt hier niet behandeld wegens de afwezigheid van kritische relaties tussen waterkwaliteit en habitatkwaliteit en het semi-terrestrisch karakter. 44 INBO.R

44 Tabel 4: Potentiële verdeling van aquatische habitattypen over de Vlaamse watertypen (deels naar Denys 2009). Een suboptimaal voorkomen is aangegeven met een kleiner symbool. Het habitatype 2190 kan de verschijningsvorm van al de habitattypen tussen haakjes vertonen (louter theoretisch wat habitattype 3110 betreft), maar is hier niet toe beperkt. Watertype Omschrijving Habitattype vochtige duinvalleien van nature eutrofe meren met vegetatie van het type Magnopotamion of Hydrocharition kalkhoudende oligo-mesotrofe wateren met benthische Chara ssp. vegetaties mineraalarme oligotrofe wateren van de Atlantische zandvlakten (Littorelletalia uniflora) oligotrofe tot mesotrofe stilstaande wateren subtype Isoeto- Nanojuncetea oligotrofe tot mesotrofe stilstaande wateren subtype Littorelletalia uniflorae dystrofe natuurlijke poelen en meren Submontane en laagland rivieren met vegetaties behorend tot het Ranunculion fluitans en het Callitricho-Batrachion 2190A b 3130a Bzl Ad Ai Ami Ami-e Ami-om Aw Aw-e Aw-om zeer licht brakke wateren alkalische duinwateren alkalische, ionenrijke wateren ondiepe, alkalische, ionenrijke, matig eutrofe wateren ondiepe, ionenrijke alkalische, meso- tot oligotrofe wateren diepe, alkalische, ionenrijke, matig eutrofe wateren - - X X - (2190) (2190) (2190) (2190) X X X X x X X X diepe, alkalische, ionenrijke, meso- tot oligotrofe wateren - - X X x X - - Cb CFe Czb circumneutrale, sterk gebufferde wateren circumneutrale, ijzerrijke wateren circumneutrale, zwak gebufferde wateren - X X X x X x X - x x X X x X - - Zm matig zure wateren X X X X - Zs sterk zure wateren x X - Bk kleine beek X BkK kleine beek Kempen X Bg grote beek X BgK grote beek Kempen X INBO.R

45 Rk kleine rivier X Rg grote rivier X Rzg zeer grote rivier X Pz zoete polderwaterloop Pb brakke polderwaterloop Integratie normen KRW/DIW-N2000 De Vlarem II richtwaarden dienen naast een goede ecologische structuur, in zoverre dat deze af te leiden valt uit overeenkomst van de gemeenschapssamenstelling, opbouw en biomassa van de kwaliteitselementen (fytoplankton, fytobenthos, macrofyten, macroinvertebraten en vissen), een duurzaam goed ecologisch functioneren van het ecosyteem in een waterlichaam te garanderen, dit alles met de verwachtingen eigen aan het watertype. De waarden gelden voor waterlichamen met natuurlijke hydromorfologische omstandigheden. Ze dienen een toestand te verzekeren waarin de intensiteit en frequentie van ongewenste fenomenen (bijv. overmatige ontwikkeling van bepaalde biota met negatieve gevolgen voor andere biota 5, ontwikkeling van toxische cyanobacteriën, overschrijding van het zelfreinigend vermogen, ) niet boven de natuurlijke waarden voor het watertype uit stijgt. De begrenzing van een goede ecologische toestand (een voor elk biologisch kwaliteitselement internationaal afgestemd kwaliteitsniveau) wordt daarom in belangrijke mate bepaald door de wijze van functioneren. Door een gedifferentieerde abiotische normstelling voor watertypen, waaraan waterlichamen met vergelijkbare kenmerken toebedeeld kunnen worden, probeert de KRW de doelstellingen voor een goed functioneren van watersystemen en hun biodiversiteit aan de natuurlijke variatie in een geografisch toepassingsgebied te koppelen. De spreiding van KRW-richtwaarden voor de gekozen fysisch-chemische kenmerken over de verschillende watertypen is voor sommige variabelen aanzienlijk, voor andere onbestaande. De grenswaarden voor een gunstige staat van instandhouding richten zich op het voorzien van de specifieke structuren en functies voor het voortbestaan op lange termijn van een specifiek biotisch aspect, een habitat(sub)type, dat voldoet aan de LSVI-criteria voor een gunstige staat. Ze zijn daarmee niet enkel ondergeschikt, maar mogelijk ook meer beperkend dan de algemene kwaliteitsbepalingen van Vlarem II. Artikel 4.2 van de KRW stipuleert immers dat de meest stringente doelstelling van toepassing zal zijn. Gunstige staat en ecologisch functioneren In general, good ecological status/potential of a water body will contribute to the favourable conservation status of species and habitats. Nonetheless,there are cases in which good ecological status/potential may not be sufficient to meet the specific objectives of BHD. (Schmedtje & Kremer 2011, p. 22). De gunstige LSVI van een aquatisch habitattype kan niet onafhankelijk gezien worden van een goede ecologische toestand en vereist minstens de realisatie van de minimale abiotische KRW/DIW-kwaliteitsdoelstelling voor elk natuurlijk oppervlaktewater. 5 Niet onbelangrijk in dit verband is dat bijvoorbeeld. het verlies van macrofyten door versnelde aanwas van algen in meren evenzeer als een ongewenst verschijnsel moet beschouwd worden (o.a. Poikane et al. 2014). 46 INBO.R

46 In aquatische systemen is er een sterke wisselwerking tussen het ecologisch functioneren (de manier waarop de energie- en stoffenhuishouding gebeurt) en de biotische structuur. Aquatische habitattypen ontsnappen daarom niet aan de randvoorwaarden voor een goed ecologisch functioneren. Bij uitbreiding is dit tevens het geval voor typische soorten die van het habitattype afhankelijk zijn. Het watertype geeft, in grote lijnen, aan bij welke omstandigheden het goed ecologisch functioneren in het gedrang komt (m.a.w. de context). Een voorbeeld hiervan vinden we bij de sleutelrol van de kwaliteitselementen fytoplankton en macrofyten (water- en oeverplanten) als primaire producenten in ondiepe wateren. Bij een goede ecologische toestand wordt van beide hooguit een beperkte antropogene productiviteitsverandering toegestaan, mede vanuit overwegingen met betrekking tot het risico op ongewenste verschijnselen (bijv. vissterfte), maar tevens wordt aan een van beide een dominante positie in het voedselweb toebedeeld. In ondiepe wateren zullen macrofytenen fytoplanktondominantie elkaar wederzijds tegenstreven en zichzelf door positieve terugkoppelingen versterken (o.a. Scheffer 1998). Het eindresultaat, macrofyten- of fytoplanktondominatie zal, ook wat hogere trofische niveaus betreft, heel eigen biodiversiteitskenmerken vertonen. Een goede ecologische toestand impliceert hier dominantie van waterplanten. Fytoplanktondominantie zorgt immers voor een hoge frequentie van ongewenste verschijnselen en verpaupering of totale afwezigheid van ondergedoken vegetaties. Elk habitattype dat gekenmerkt wordt door bepaalde ondergedoken groeiende waterplanten riskeert dan te verdwijnen door lichtgebrek, etc. Aquatische habitattypen worden gekenmerkt door welbepaalde soortencombinaties en/of omgevingskenmerken (bijv. dystrofie, vochtige duinvalleien, ) en houden zich niet aan de grenzen van watertypen die door de natuurlijke abiotische omgeving bepaald worden. Onder invloed van menselijke verstoring kan het soortenspectrum in een waterlichaam van een bepaald watertype verschuiven naar dit van een ander watertype en in beide gevallen toch tot een habitatype gerekend worden. Ook dan blijft het duurzaam karakter echter afhankelijk van het ecologisch functioneren van het waterlichaam. Bijv. eutrofiëring van een dystroof ven (habitatype 3160) kan aanleiding geven tot oeverkruidgemeenschappen (habitatype 3130), maar het habitattype zal op korte termijn plaats ruimen voor eutrafente gemeenschappen als deze druk onverminderd aanhoudt en competitieve soorten steeds meer biomassa opbouwen. Samen met de natuurlijke variatie die in eenzelfde watertype wordt waargenomen, geeft de toegestane mate van verandering voor een goede ecologische toestand uiteraard wel enige speelruimte om bepaalde habitatdoelstellingen te laten afwijken van een strikt natuurlijke, niet door de mens gewijzigde, situatie en een herstelbeleid in die zin te voeren (zie bijv. Denys & De Blust 2007). Toch kan met het oog op de habitatdoelstellingen nog een verdere aanscherping van abiotische doelstellingen dan een goede ecologische toestand nodig zijn. In de meeste gevallen zal een habitatype slechts een deel van de variatie in de normale levensgemeenschap van een waterype omvatten. Ook de criteria die bij de bepaling van de LSVI gebruikt worden verschillen van deze die voor de ecologische toestand een rol spelen. In dit geval kunnen meer specifieke voorwaarden nodig zijn om aan de vastgestelde nood tot specifieke bescherming tegemoet te komen. Een goede toestand volgens de KRW kan in vele gevallen dus gepaard kunnen gaan met een gunstige LSVI, maar dit is niet noodzakelijk altijd het geval. Indien een matige ecologische toestand volgens de KRW toch nog een gunstige LSVI vertoont, is het waarschijnlijk dat deze laatste niet gehandhaafd zal blijven 6. Bij een zeer goede ecologische toestand (geen beduidende menselijke invloed) blijft elk habitattype dat in het desbetreffende watertype thuishoort van risico gevrijwaard, tenzij het van nature slechts duurzaam zou voorkomen in een beperkt deel van de natuurlijke variatie 6 Dit impliceert een reëel risico op een significant effect bij overschijding van de richtwaarden voor een goede ecologische toestand. INBO.R

47 in het watertype 7. In figuur 8 wordt dit schematisch geïllustreerd voor het voorbeeld van eutrofiëringsdruk op meren. Ten behoeve van de eerste stroomgebiedbeheerplannnen is door Van Looy et al. (2008) voor Vlaamse oppervlaktewaterlichamen die in SBZ gelegen zijn, of deze doorkruisen, generiek de hoogste kwaliteitsnorm, i.c. richtwaarden zeer goed / goed, bepleit teneinde de meer eutrofiëringsgevoelige faciës van het habitattype te ondersteunen en de ontwikkelingsmogelijkheden voor nieuw te realiseren habitat te optimaliseren. Inhoudelijk is er immers een sterker verband tussen een zeer goede ecologische toestand en een goede staat van instandhouding voor alle verschijningsvormen van een habitattype, alsook met de beduidend strengere abiotische randvoorwaarden voor ecologisch herstel. Zodoende staan de richtwaarden voor een zeer goede toestand dichter bij het begrip streefwaarde. De studie van Van Looy et al. (2008) werkte enkel milieukwaliteitsnormen uit voor waterlichamen in SBZ-gebieden voor nutriënten, zuurstof en watertemperatuur. Er werd aanbevolen om de strengere norm ook te gebruiken voor fosforconcentraties in het water van laaglandrivieren waarin het habitattype 3260 vertegenwoordigd is. Figuur 18: de relatie tussen ongewenste verschijnselen in meren tengevolge van verhoogde fytoplanktonbiomassa door eutrofiëring, de ecologische kwaliteit (naar Poikane et al. 2014, gewijzigd) en een duurzame lokale staat van instandhouding van habitattypen uit stilstaand water. A en B zijn twee habitattypen die in het watertype kunnen voorkomen, B en B zijn twee habitatsubtypen met verschillende abiotische vereisten. Aard van criteria In de zoektocht naar relevante grenswaarden voor aquatische habitats zijn, naast KRWrichtwaarden en habitatspecifieke gegevens, in een aantal gevallen ook waarden voor meer algemene kenmerken die verband houden met de LSVI-criteria in acht genomen (bv. het 7 De soortensamenstelling van een bepaald habitattype dient volgens de biologische beoordelingsmaatlattenvoldoende overeen te stemmen met deze die in een goede of zeer goede ecologische toestand wordt verwacht. Het (natuurlijke) watertype bepaalt dus welke habitattypen mogen voorkomen. 48 INBO.R

48 aantal taxa hydrofyten, ). Bij de keuze van voor de effectgroepen relevante milieuvariabelen (voor zover niet vermeld door BVR 2010) is rekening gehouden met systeemkennis (zie bv. Arts et al. 2007), elders voorgestelde monitoring (bv. Moss et al. 1996, 2003), multivariate verbanden met de vegetatiesamenstelling (zie bijv. Denys 2009, Leyssen et al. 2014) en courant aangetoonde of logischerwijze aan te nemen onderlinge relaties. Louter kwalitatieve descriptoren waarvoor het bereik niet numeriek gedefinieerd is door een literatuurbron (bijv. eutroof zonder opgegeven bereik voor een nutriënt), zijn echter niet in aanmerking genomen, vermits dit tot te grote onduidelijkheid leidt. Er is evenmin ingegaan op zeer algemene omgevingskenmerken die reeds door Leyssen et al. (2009) beschreven zijn (permanentie van water, bodemtype, ). Ook biologische kenmerken die de abiotische omstandigheden beïnvloeden zijn niet in rekening gebracht, hoewel deze in bepaalde gevallen een duidelijk verband met de toestand van een habitat kunnen vertonen (bv. hoewel in bepaalde gevallen een rechtstreeks verband verwacht mag worden tussen de hoeveelheid chlorofyl a en de LSVI, is dit niet beschouwd vanwege het biologisch karakter van deze variabele). Tot slot zijn nagenoeg enkel in de waterkolom gemeten variabelen weerhouden. Dit neemt niet weg dat ook waterbodem- en poriewaterkarakteristieken belangrijk kunnen zijn. De Access-databank referentiewaarden (zie 4.3) geeft evenwel ook een overzicht van alle waterbodem- en poriewaterkarakteristieken die in de literatuur werden teruggevonden. INBO.R

49 6 Bepaling van kritische N-depositiewaarden Maarten Hens en Johan Neirynck (2013) 6.1 Bepaling van kritische depositiewaarden Zowel internationaal als nationaal werd er een groot volume aan zowel exprimenteel als modelmatig onderzoek verricht om voor verschillende bodems en vegetaties kritische depositiewaarden voor stikstofdepositie te bepalen. Binnen het kader van de Convention on long-range transboundary air pollution (CLRTAP) van de United Nations Economic Commission for Europe (UNECE) wordt alle informatie m.b.t. stikstofeffecten op in Europa voorkomende vegetatietypen verzameld. De resultaten van al die studies worden door een reeks wetenschappelijke instellingen en kenniscentra geanalyseerd en geïntegreerd om tot kritische depositiewaarden te komen. Voor de bepaling van de kritische depositiewaarden of kritische lasten wordt zowel vertrokken vanuit empirisch onderzoek (rond stikstofadditie) als uit bodembalansmodellen. Voor wat betreft dit laatste worden kritische lasten bepaald op basis van een statische massabalans, waarbij het aanvaardbare langetermijnniveau van atmosferische depositie berekend wordt voor een ecosysteem dat in evenwicht is met de depositie (steady-state massa balans). In Vlaanderen werden in de periode een reeks studies uitgevoerd om kritische depositiewaarden te bepalen aan de hand van de statische massabalansmethode (Janssen & Mensink 2002, Meykens & Vereecken 2001, Langouche et al. 2002). De voorbije jaren werd vooral in Nederland een onderzoeksinspanning geleverd om de internationaal beschikbare kennis rond kritische depositiewaarden te koppelen aan de duurzame instandhouding van de habitattypen uit de bijlagen van de Habitatrichtlijn (Van Dobben et al. 2012; De Vries et al. 2007; Bobbink & Hettelingh 2011). De kritische N- depositiewaarde wordt hierbij gedefinieerd als de grens waarboven de kwaliteit van het habitattype significant wordt aangetast door de verzurende en vermestende invloed van atmosferische stikstofdepositie. Effectieve verzuring/vermesting treedt pas op indien de depositie uitstijgt boven een bepaald niveau, de critical load of duurzaam depositieniveau. Bijgevolg is de kritische last een uitstekende maat om het effect van de verzurende/vermestende depositie te beoordelen in relatie tot de duurzame instandhouding van habitattypen. Uit de internationaal gehanteerde definitie van het concept kritische depositiewaarden volgt dat de kritische depositiewaarden in het IHD-beleid als grenswaarden moeten gehanteerd worden. 6.2 Kritische lasten per habitattype Voor het ontwerpen en uitvoeren van het instandhoudingsdoelstellingen (IHD)-beleid is er nood aan kritische depositiewaarden voor stikstof per Natura 2000 habitattype. Zowel de Europese empirische kritische depositiewaarden, als de Vlaamse steady-state massa balans -kritische lasten, zijn geformuleerd voor ecosysteemtypen die elk meerdere habitat(sub)typen omvatten. In Nederland publiceerden van Dobben & van Hinsberg (2008) een set van concrete en unieke KDW voor alle in Nederland voorkomende Natura 2000 habitattypen. In 2012 werd deze studie geactualiseerd en uitgebreid (van Dobben et al. 2012). De actualisering van de KDW door van Dobben et al. (2012) is er gekomen als gevolg van een actualisering in 2010 van de door UNECE op Europees vlak vastgestelde bandbreedtes voor kritische depositiewaarden (Bobbink & Hettelingh 2011). De methodiek in beide studies is dezelfde en combineert op systematische wijze empirische KDW, modelmatig berekende KDW en, waar 50 INBO.R

50 nodig, deskundigenoordeel om te komen tot unieke KWD per habitat(sub)type. Volgende werkwijze werd gevolgd: Per habitat werd bepaald of er een door de UNECE vastgestelde empirische KDW-range beschikbaar was. Indien wel, dan werd deze range gepreciseerd tot een concrete KDW met behulp van modeluitkomsten en (zo nodig) deskundigenoordeel. Als er geen empirische KDW-range beschikbaar was, was de gemiddelde modeluitkomst voor dat type bepalend voor de KDW. Als er ook geen modeluitkomst beschikbaar was, was een (onderbouwd) deskundigenoordeel bepalend voor de KDW. De empirische KDW-ranges zijn opgemaakt op niveau van EUNIS-ecosysteemtypen. Een EUNIS ecosysteemtype omvat veelal meerdere Natura 2000 habitattypen. Voor de modelberekeningen uitgevoerd in van Dobben et al. (2012) werd voor een groot deel van de in Nederland voorkomende vegetatietypen het geïnverteerd dynamisch model SMART2-1 toegepast. Dat model geeft per plantengemeenschap en per bodemtype, voor (sub)associaties die op meer dan één bodemtype voorkomen, unieke uitkomsten. Zowel de op Europees niveau vastgestelde ranges van empirische kritische lasten, als de studie van van Dobben & van Hinsberg uit 2008, zijn voorwerp geweest van een uitvoerige internationale review. De gehanteerde methode werd beoordeeld als: The proposed methodology is a great step forward in applying science based effect thresholds in local and national environmental policy. The overall methodology is sound, and probably the best method available for setting critical loads for the very large number of nature types covered by the Habitats directive. In Hens & Neirynck (2013) wordt een samenvattend overzicht gegeven van de habitattypespecifieke KDW volgens van Dobben & van Hinsbergen (2008) en van Dobben et al. (2012). Aanvullend wordt ook het bereik van KDW gegeven voor het EUNIS ecosysteemtype waartoe het habitattype behoort (van Dobben & Hettelingh, 2011). In het overzicht werden enkel de habitattypen opgenomen die ook in Vlaanderen voorkomen. De herziening door van Dobben et al. (2012) leidde voor een aantal habitattypen tot een verlaging van de kritische last, tot aan de ondergrens van de UNECE-waarden. Dit geldt bijvoorbeeld voor zilte pionierbegroeiingen (1310) en graslanden (1330), slijkgraslanden (1320) en natte heide (laagveengebied) (4010B). Voor onder andere zwak gebufferde vennen (3130), kranswierwateren op hogere zandgronden (3140 hz) en hoogvenen (7110/7120) resulteerde de herziening tot een verhoging van de kritische depositiewaarde. Voor verdere details inzake eventuele aannames en bruikbaarheid van de kritische depositiewaarden per habitattype, verwijzen we naar bijlage 1 van het rapport van van Dobben et al. (2012). Hetzelfde rapport bevat ook een lezenswaardige toetsing van de gebruikte methode aan het voorzorgsbeginsel en geeft ook een aantal aandachtspunten voor het praktische gebruik van kritische depositiewaarden in (ruimtelijke) rekenmodellen zoals AERIUS en VLOPS. Om op korte termijn habitattype-specifieke kritische depositiewaarden voor stikstof vast te stellen, lijkt de beste keuze om de Nederlandse kritische depositiewaarden (van Dobben et al. 2012) over te nemen. Deze set heeft het voordeel dat: - ze met een systematische, reproduceerbare en internationaal gereviewde en erkende methodologie tot stand is gekomen; INBO.R

51 - de gebruikte methodologie internationaal beschouwd wordt als de best beschikbare methode om bestaande kennis m.b.t. kritische depositiewaarden om te zetten naar een habitattype-specifieke set KDW; - ze waarden bevat voor alle habitat(sub)typen die in Vlaanderen voorkomen, met uitzondering van: o beukenbossen van het type Asperulo-Fagetum (9130) o Midden-Europese kalkminnende beukenbossen behorende tot het Cephalanthero-Fagion (9150) Naar oppervlakte is hierbij vooral habitattype 9130 (3.200 ha) een belangrijk habitattype in Vlaanderen. - er met betrekking tot de grensoverschrijdende problematiek van stikstofemissie en depositie gewerkt kan worden met eenzelfde beoordelingskader inzake stikstofgevoeligheid van Natura 2000 habitattypen. 52 INBO.R

52 7 Gunstig abiotisch bereiken per habitattype 7.1 Kust en zilte habitats Bart Vandevoorde Foto 3: Twee habitattypen aan elkaar grenzend. Op de voorgrond habitattype 1310_zk (Eenjarige pioniersvegetaties van slik en zandgebieden met Salicornia-soorten en andere zoutminnende planten, buitendijkse variant) en op de achtergrond habitattype 1320 (Schorren met slijkgrasvegetatie (Spartinion maritimae)) (Bart Vandevoorde). Onder kust en zilte habitats ressorteren verschillende (terrestrische) habitattypes die in meer of mindere mate in contact komen met zout of brak water (grondwater, oppervlaktewater). De hoge saliniteit van het water heeft een determinerende impact op de soortensamenstelling en -structuur van de verschillende habitattypes. Naast de saliniteit heeft ook de hydrodynamiek een sterk sturende invloed op de habitattypes, enerzijds buitendijks via getijdeninvloed (estuaria) en anderzijds binnendijks via grond- en oppervlaktewaterdynamiek. Tot slot heeft ook het intern beheer een invloed op de structuuren soortensamenstelling van de verschillende habitattypes. Successie speelt een belangrijke rol in deze vaak hoogdynamische habitattypen en leidt vaak tot overgangsvormen tussen het ene en het andere habitattype of binnen het habitattype. Zo zal slik evolueren naar schor (1310/1320/1330) door het verminderen van de hydrodynamiek. Door sedimentatie van in het overstromingswater gesuspendeerd materiaal verhogen de slikken en schorren en verlaagt bijgevolg de hydrodynamiek (verminderde INBO.R

53 overstromingsfrequentie en overstromingsduur, gewijzigde drainage) wat successie in de hand werkt. In binnendijkse systemen is vooral de duur van de winterse overstromingen doorslaggevend voor het onderscheid tussen de verschillende vegetaties (1310, 1330). Successie kan eveneens gestuurd worden door veranderingen in de saliniteit. Verzoeting van zoutwaterschorren leidt bijvoorbeeld tot het verdwijnen van zouttolerante plantensoorten (Westhoff & Sykora 1979), terwijl zouttolerante plantensoorten verzoete schorren opnieuw kunnen koloniseren bij verhogen van de saliniteit (Roman et al. 2002). Ook het wegvallen van beheer kan de successie in een bepaalde richting duwen. Het stopzetten van begrazing op brakwaterschorren doet riet (Phragmites australis) toenemen ten koste van zilte graslanden met gewoon kweldergras (Puccinellia maritima), zilte rus (Juncus gerardii), fioringras (Agrostis stolonifera), etc. Successie kan in hoogdynamische systemen dermate snel verlopen dat habitattypen uit een gebied kunnen verdwijnen. Zo n snelle successie kan daarenboven samenhangen met verstoringen, bijvoorbeeld door ingrepen die de hydrodynamiek beïnvloeden in de zilte habitats. De habitattypen 1310 Eenjarige pioniersvegetaties van slik- en zandgebieden met Salicornia-soorten en andere zoutminnende soorten (Thero-Salicornietalia) en 1330 Atlantische schorren (Glauco-Puccinellietalia maritimae) zijn beide opgesplitst in een binnen- en een buitendijkse variant (Decleer 2007; De Saeger et al. 2008c). De factoren die mee bepalend zijn voor de lokale staat, zijn binnendijks immers soms heel anders dan buitendijks. Zo wordt bijvoorbeeld binnendijks de saliniteit beïnvloed door het grondwater, terwijl dat buitendijks afhankelijk is van het getijwater. Reliëfrijke binnendijkse zilte graslanden vertonen vaak ook een sterke verticale gradiënt in saliniteit in het poriënwater, samenhangend met de hydrodynamiek. Dit indiceert dat deze gebieden extra gevoelig zijn voor verdroging. De pioniersvegetaties van het zeevetmuurverbond (Saginion maritimae) horen tot habitattype 1310 (Decleer 2007). Ze verschillen echter dusdanig van de zeekraalvegetaties dat hiervoor zijn aparte gunstige bereiken voorgesteld (1310_zv). Habitattype 1310 Eenjarige pioniersvegetaties van slik en zandgebieden met Salicornia-soorten en andere zoutminnende planten Habitatsubtype 1310_pol: binnendijks gelegen zeekraalvegetaties Dit habitatsubtype kan, net zoals de overige habitatsubtypes die vallen onder kust en zilte habitats, enkel voorkomen op standplaatsen met een voldoende hoge saliniteit of chloriniteit. Dit geldt voor zowel de bodem, het grondwater als het bodemvocht van deze standplaatsen. Ook voldoende hoge grondwaterstanden gedurende het hele jaar zijn cruciaal net als inundaties tijdens het winterhalfjaar om het pionierskarakter van de standplaats te garanderen. Het overstromingswater of oppervlaktewater dient vanzelfsprekend ook voldoende hoge gehaltes aan zout te bevatten. Naar dit habitatsubtype is alsnog weinig onderzoek verricht waardoor verfijning van een gunstig bodemkundig, hydrologisch en hydrochemisch bereik mogelijk is. Ertsen et al. (1998) calibreerde Ellenbergwaarden voor onder andere saliniteit op basis van gemeten chlorideconcentraties in het grondwater en de bodem. Uit de berekende modellen bleek dat kenmerkende halofiele of halotolerante plantensoorten meer kans van voorkomen hadden bij chloridegehaltes in het grondwater boven de 3000 mg Cl l -1. Voor binnendijks gelegen zeekraalvegetaties is dit hoogstwaarschijnlijk een minimum, al kan het chloridegehalte in binnendijkse (en buitendijkse) zeekraalvegetaties sterk schommelen. Schaminée et al. (1998) refereert bijvoorbeeld naar chloridegehaltes in de bodem die kunnen 54 INBO.R

54 variëren tussen de 0 en 70 g Cl l -1. Indampen kan bovendien leiden tot een verhoogd zoutgehalte in de toplaag van de bodem. Voldoende hoge grondwaterstanden gedurende het hele jaar zijn eveneens nodig, net als winterse inundaties met overstromings- of oppervlaktewater dat hoge zoutconcentraties bevat (Van Uytvanck & De Blust 2012). Gunstige bereiken zijn voor deze grondwaterstanden alsnog onbekend maar gezien deze vegetaties lager voorkomen in de hoogtegradiënt dan het habitatsubtype 1330_hpr: binnendijkse zilte vegetaties kan er vanuit worden gegaan dat hogere grondwaterstanden vereist zijn dan voor het habitatsubtype 1330_hpr: binnendijkse zilte vegetaties. Wamelink et al. (2014) geeft voor dit subtype een range (10-90 percentielen) voor de gemiddeld hoogste grondwaterstand (GHG) van 0.06 m boven tot 0.27 m onder het maaiveld. Beyen & Meire (2003) en Vandevoorde & Gyselings (2014) geven een gemiddelde hoogste grondwaterstand (GHG) van resp en 0.27 m boven het maaiveld. Voor het Habitatsubtype 1310_pol: binnendijks gelegen zeekraalvegetaties zijn hoogstwaarschijnlijk nog hoger grondwaterstanden vereist. Hetzelfde geldt voor de gemiddelde (GG) en gemiddeld laagste grondwaterstand (GLG). Inundaties tot diep in het voorjaar werken het pionierskarakter (ijle vegetatie met daartussen veel kale bodem) van dit habitatsubtype verder in de hand. Wat nutriëntentolerantie betreft zijn weinig grenswaarden gekend, enkel van Dobben et al. (2012) geeft een maximaal toegestane kritische stikstofbelasting (N-depositie) van 23 kg N ha -1 jaar -1. Tabel 5: Abiotische bereiken voor habitatsubtype 1310_pol. Nr Effectsubgroep Groep variabele Variabele Eenheid Teken Toetswijze Abiotisch bereik 3.1 N-depositie kg N/ha/jaar < max. 23 Lg Status Referentie van Dobben et al waterkwaliteit (grondwater) Cl mg Cl/l > min. >3000 Ls Ertsen et al. 1998; bodem Cl g Cl/l 0-70 Ls Schaminée et al Habitatsubtype 1310_zk: Buitendijks laag schor met zeekraalvegetaties Dit habitatsubtype betreft buitendijkse pioniervegetaties die aangetroffen worden op schorren die onder getijdeninvloed staan en overspoelen met zout of brak overstromingswater. Dergelijk habitatsubtype is aan te treffen in de eu- tot mesohaliene zone van estuaria (Schelde, IJzer) of langs de kust in achterduinse strandvlakten (Zwin). Net als de binnendijkse variant van dit habitattype dient de bodem, het grondwater, het bodemvocht en zeker het overstromingswater een voldoende hoge saliniteit of chloriniteit te hebben. Als criterium kan de minimale waarde van 3000 mg Cl l -1 gelden (Ertsen et al. 1998). Runhaar et al. (2009) geven echter hogere waarden aan, namelijk tussen 3000 en mg Cl l -1 of zelfs meer. Een tweede bepalende factor is de hydrodynamiek onder de vorm van getijdenwerking. Een voldoende hoge dynamiek is vereist, anders treedt successie op naar een ander vegetatietype. Indien er systematisch netto-sedimentatie plaatsvindt, verhoogt de standplaats geleidelijk en verlaagt de overstromingsfrequentie en duur en wijzigt ook de drainage, wat de successie naar een ander vegetatietype faciliteert. Veelal treedt evolutie op naar vegetatietypes die ressorteren onder het habitattype 1330 Atlantische schorren (Glauco-Puccinellietalia maritimae). INBO.R

55 Klassiek worden binnen estuaria of getijdenafhankelijke systemen vegetatietypes geplaatst binnen het getijvenster (verticale gradiënt) of de positie dat ze innemen ten opzichte van getijparameters. Zo plaatst Schaminée et al. (1998) zeekraalvegetaties binnen het getijvenster rond het gemiddeld hoogwater (GHW). Anderzijds kan een voldoende hoge hydrodynamiek vertaald worden in een bepaalde overstromingsfrequentie. Bakker et al. (1993) en Gyselings et al. (2011) geven overstromingsfrequenties aan tussen 50 en 85%. Binnen een getijdensysteem impliceert dit dat een standplaats van dit habitatsubtype in 50-85% van het totaal aantal vloedgolven overstroomt. Deze brede range is enerzijds te wijten aan de interne variatie binnen dit habitatsubtype. Tot dit habitatsubtype behoren zowel vegetaties met zeekraal (Salicornia sp.) als aspectbepalende soort, net als vegetaties met klein schorrenkruid (Suaeda maritima) als kenmerkende soort, resp. het Salicornietum en Suaedetum. Rodwell (2000) geeft voor het Salicornietum een overstromingsfrequentie van 85% en voor het Suaedetum een range van 41-61%. Anderzijds kan deze brede range ook in verband worden gebracht met het neerwaarts verschuiven van een plantengemeenschap binnen het getijvenster bij dalende saliniteiten (brackish water submergence) (Beeftink 1992). Net als voor het binnendijks habitatsubtype van 1310 zijn weinig grenswaarden gekend voor plantenlimiterende nutriënten als stikstof (N) en fosfor (P). Enkel een kritische stikstofbelasting voor N-depositie is bepaald: 23 kg N ha -1 jaar -1 (van Dobben et al. 2012). Habitatsubtype 1310_zv: Buitendijks hoog schor met zeevetmuurvegetaties (Saginion maritimae) Dit habitatsubtype verschilt sterk van de overige subtypes van Zeevetmuurvegetaties ontwikkelen zich namelijk als lint- of puntvormige elementen op de overgang van schor naar duin (of dijk) en zijn veelal afhankelijk van verstoringen. Najaars- of winterstormen kunnen bijvoorbeeld een kale bodem doen ontstaan op de hogere schordelen, overgaand naar duin (of dijk). Soorten van het Zeevetmuur-verbond zijn in staat om deze kale, meestal zandige bodem of dit pioniermilieu te koloniseren. Droogte- en zoutstress (verhoogde zoutgehaltes ontstaan door indampen van zout getijwater), kunnen het pioniermilieu enigszins handhaven maar zonder jaarlijkse verstoringen worden ze al snel overgroeid door andere plantengemeenschappen. Dit toont het efemere karakter van deze vegetaties aan. Veelal nemen ze kleine oppervlaktes in, vaak zelfs in bestaande andere vegetaties (i.e. inslaggemeenschap) (Vandenbussche et al. 2002c; Schaminée et al. 1998). Afhankelijk van de subassociatie geeft Runhaar et al. (2009) verschillende chloridegehaltes van het grondwater (?): mg Cl l -1 voor het Centaurio-Saginetum en mg Cl l -1 voor het Sagino maritimae-cochlearietum. Hydrologische gunstige bereiken zijn afgeleid uit Wamelink et al. (2014) die ranges (10-90 percentielen) van verschillende gemiddelde grondwaterstanden aangeeft. De gemiddelde hoogst grondwaterstand (GHG) varieert tussen de ca m boven het maaiveld en 0.5 m onder het maaiveld. De gemiddelde laagste grondwaterstand (GLG) wisselt tussen ca. 0.5 en 1.1 m onder het maaiveld. 56 INBO.R

56 Tabel 6: Abiotische bereiken voor habitatsubtype habitatsubtype 1310_zk. Nr Effectsubgroep Groep variabele Variabele Eenheid Teken Toetswijze Abiotisch bereik Status Referentie Subtype 3.1 N-depositie N kg N/ha/jaar < max. 23 Lg van Dobben et al bodem Cond µs/cm Ls Van Den Balck bodem ph percentiel 8, Ls Wamelink et al waterkwantiteit overstromingsfrequentie % 50-85% Ls,Ls Bakker et al. 1993; Gyselings et al waterkwantiteit overstromingsfrequentie % 85% Ls Rodwell 2000 Salicornietum waterkwantiteit overstromingsfrequentie % 41-61% Ls Rodwell 2000 Suaedetum waterkwantiteit Hoogte t.o.v. getij m GHW Ls Schaminée et al waterkwantiteit GVG m onder maaiveld Ls Runhaar & Hennekens waterkwaliteit (grondwater) Cl mg Cl/l > min. >3000 Ls Ertsen et al INBO.R

57 Tabel 7: Abiotische bereiken voor habitatsubtype 1310_zv. Nr Effectsubgroep Groep variabele Variabele Eenheid Teken Toetswijze Abiotisch bereik Status Referentie 3.1 N-depositie N kg N/ha/jaar < max. 21 Lg van Dobben et al Subtype 3.2 bodem N_tot mg/kg percentiel Ls Wamelink et al bodem ph percentiel 6, Ls Wamelink et al bodem Ca_uit cmol+/kg percentiel Ls Wamelink et al waterkwaliteit Cl mg Cl/l gem Lg Runhaar et al Sagino maritimae- Cochlearietum waterkwaliteit Cl mg Cl/l gem Lg Runhaar et al Centaurio-Saginetum waterkwantiteit GVG m onder maaiveld 0.13 tot 0.38 Ls Runhaar & Hennekens waterkwantiteit GLG m onder maaiveld percentiel Ls Wamelink et al waterkwantiteit GVG m onder maaiveld percentiel Ls Wamelink et al waterkwantiteit GHG m onder maaiveld percentiel Ls Wamelink et al /7.3 bodem Cl mg/kg percentiel Ls Wamelink et al INBO.R

58 Habitattype 1320: Schorren met slijkgrasvegetatie (Spartinion maritimae) Slijkgrasvegetaties zijn pioniersvegetaties die enkel buitendijks voorkomen op schorren die onder getijdeninvloed staan en overspoelen met zout of brak overstromingswater. Ze zijn bijgevolg enkel aanwezig in de eu- tot mesohaliene zone van estuaria (Schelde, IJzer) of in achterduinse strandvlakten (Zwin). Net als bij de habitattypes 1310 en 1330 dient de bodem, het grondwater, het bodemvocht en zeker het overstromingswater een voldoende hoge saliniteit of chloriniteit te hebben. Als criterium kan de minimale waarde van 3000 mg Cl l -1 gelden (Ertsen et al. 1998), al prefereren slijkgrasvegetaties mogelijks hogere chloriniteiten zoals door Runhaar et al. (2009) aangegeven: mg Cl l -1 of meer. Net als bij het habitatsubtype 1310_zk: Buitendijks laag schor met zeekraalvegetaties is een voldoende hoge hydrodynamiek nodig om dit habitattype in stand te houden. Schaminée et al. (1998) plaatst slijkgrasvegetaties binnen het getijvenster (verticale gradiënt) tussen 1 m onder en 0.15 m boven gemiddeld hoogwater (GHW). Bakker et al. (1993) en Gyselings et al. (2011) geven overstromingsfrequenties aan tussen 50 en 85%, wat gelijkaardig is met habitatsubtype 1310_zk: Buitendijks laag schor met zeekraalvegetaties. Tegenwoordig bestaan deze slijkgrasvegetaties enkel uit Engels slijkgras (Spartina townsendii), een invasieve hybride, die in vergelijking met het inheemse klein slijkgras (Spartina maritima) een bredere ecologische amplitude hebben en daardoor in concurrentie kan treden met de zeekraalvegetaties (Schaminée et al. 1998). Voor slijkgrasvegetaties is een maximale kritische stikstofbelasting (N-depositie) toegelaten van op 23 kg N ha -1 jaar -1 (van Dobben et al. 2012). INBO.R

59 Tabel 8: Abiotische bereiken voor habitattype Nr Effectsubgroep Groep variabele Variabele Eenheid Teken Toetswijze Abiotisch bereik Status Referentie 3.1 N-depositie kg N/ha/jaar < max. 23 Lg van Dobben et al waterkwantiteit overstromingsfrequentie % Ls, Ls Bakker et al. 1993; Gyselings et al waterkwantiteit Hoogte t.o.v. getij m GHW GHW+0.10(0.15) Ls Schaminée et al waterkwaliteit (grondwater) Cl mg Cl/l > min. >3000 Ls Ertsen et al /7.3 waterkwaliteit Saliniteit? Ls Beeftink INBO.R

60 Habitattype 1330 Atlantische schorren (Glauco-Puccinellietalia maritimae) Habitatsubtype 1330_da: Buitendijkse schorren Dit habitatsubtype omvat een veelheid aan vegetatietypes die voorkomen op buitendijkse zout- en brakwaterschorren. Alle vegetatietypes die voorkomen op een zoutwaterschor behoren tot dit habitatsubtype net als het gros van de vegetatietypes op brakwaterschorren. Dergelijke schorren komen zowel voor langs de kust (Zwin) als in estuaria (IJzer, Schelde), een uitgesproken gradiëntmilieu waar zoutwaterschorren geleidelijk overgaan in brakwaterschorren door een dalende saliniteit van het overstromingswater. Zoals bij habitattype 1310 en 1320 is een hoge saliniteit of chloriniteit vereist van de bodem, het grondwater, het bodemvocht en niet in het minste van het overstromingswater. Als minimale waarde kan 3000 mg Cl l -1 gesteld worden (Ertsen et al. 1998). Afhankelijk van het vegetatietype (subtype in Tabel 9) geeft Beeftink (1992) saliniteiten die variëren tussen 2.1 en Runhaar et al. (2009) vermeldt gunstige bereiken voor chloriniteit van mg Cl l -1 voor vegetatietypes van brakwaterschorren en >10000 mg Cl l -1 voor vegetatietypes van zoutwaterschorren. Binnen dit habitatsubtype speelt successie een belangrijke rol en leidt vaak tot overgangsvormen tussen het ene en het andere vegetatietype binnen het habitatsubtype. Deze successie wordt vooral gestuurd door veranderingen in de hydrodynamiek ten gevolge sedimentatie- en erosieprocessen die de hoogteligging wijzigen. Door sedimentatie van in het overstromingswater gesuspendeerd materiaal verhogen de schorren en verlaagt bijgevolg de hydrodynamiek (verminderde overstromingsfrequentie en overstromingsduur, gewijzigde drainage) wat successie in de hand werkt. De verschillende vegetatietypes van dit habitatsubtype hebben elk hun ecologisch optimum wat hydrodynamiek betreft. Verschillende variabelen laten toe deze hydrodynamiek te kwantificeren (overstromingsfrequentie, overstromingsduur, positie binnen het getijvenster (verticale gradiënt) of de positie dat ze innemen ten opzichte van getijparameters (GHW)). Verschillende auteurs geven ranges van overstromingsfrequenties waaronder bepaalde vegetatietypes van dit habitatsubtype voorkomen. Deze overstromingsfrequenties variëren van 2 tot 70% (Bakker et al. 1993; Criel et al. 1999; Gyselings et al. 2011; Rodwell 2000). Deze brede range is te wijten aan de brede waaier aan vegetatietypes die onder dit habitatsubtype vallen. Anderzijds kunnen deze vegetatietypes ook gepositioneerd worden binnen het getijvenster, uitgedrukt ten opzichte van een getijparameter. Zo komt het Puccinellietum typicum voor op ca. 0.2 m boven gemiddeld hoogwater (GHW), het Halimionetum op ca. 0.3 m boven GHW en het Festucetum en Artemisietum op ca m boven GHW (Beeftink 1992). Wat nutriënten betreft, zijn weinig grenswaarden beschikbaar, nochtans limiteren nutriënten als stikstof (N) en fosfor (P) de plantengroei op zoutwaterschorren (Kiehl et al. 1997; van Wijnen & Bakker 1999). Wamelink et al. (2014) geeft een range (10-90 percentielen) voor het totaal stikstofgehalte in de bodem: mg N kg -1, terwijl van Dobben et al. (2012) een kritische stikstofbelasting (N-depositie) vastlegt op 22 kg N ha -1 jaar -1. Eutrofiëring (N) van buitendijkse zilte habitats resulteert echter in verhoogde bovengrondse biomassa, vermindert de ondergrondse wortelbiomassa en versnelt de microbiële afbraak van organisch materiaal. Veranderingen in deze sleutelprocessen reduceert de geomorfologische stabiliteit en verhoogt de kans op schorranderosie en kreekrandinstabiliteit (Deegan et al. 2012). Het valt niet uit te sluiten dat de grenswaarden van stikstof voor de buitendijkse habitattypen te hoog zijn. Dit omdat de kustzones en estuaria momenteel al boven hun optimale stikstofcapaciteit voorkomen en de referentiecondities ontbreken. INBO.R

61 Habitatsubtype 1330_hpr: binnendijkse zilte vegetaties Dit habitatsubtype komt veelal in mozaïek voor met het habitatsubtype 1310_pol: binnendijks gelegen zeekraalvegetaties en kan enkel voorkomen op binnendijkse standplaatsen met een voldoende hoge saliniteit of chloriniteit. Dit geldt zowel voor de bodem, het grondwater als het bodemvocht van deze standplaatsen. Ook voldoende hoge grondwaterstanden gedurende het hele jaar zijn cruciaal. Inundaties met zout of brak overstromingswater tijdens het winterhalfjaar kunnen. Naar dit specifiek habitatsubtype is alsnog weinig onderzoek verricht waardoor verfijning van gunstige bodemkundige, hydrologische en hydrochemische bereiken mogelijk is. Wat de chloriniteit betreft, kan de minimale waarde van Ertsen et al. (1998) worden aangehouden (3000 mg Cl l -1 ). Voor een aantal (sub)associaties die voorkomen in dergelijke graslanden zoals het Juncetum gerardi typicum en Puccinellietum maritimae typicum geeft Runhaar et al. (2009) chlorideconcentraties aan van meer dan mg Cl l -1. Voor andere (sub)associaties (Puccinellietum distantis, Puccinellietum capillaris, Puccinellietum maritimae agrostietosum) stelt Runhaar et al. (2009) dat chlorideconcentraties tussen 3000 en mg Cl l -1 nodig zijn. Wamelink et al. (2014) geeft een range (10-90 percentielen) van ca meter onder het maaiveld voor de gemiddelde laagste grondwaterstand (GLG). Beyen & Meire (2003) en Vandevoorde & Gyselings (2014) geven hogere gemiddelde laagste grondwaterstanden aan van resp en 0.24 m onder het maaiveld. De range (10-90 percentielen) die Wamelink et al. (2014) aanreikt voor de gemiddelde hoogste grondwaterstand (GHG) ligt tussen de 0.06 m boven en 0.27 m onder het maaiveld. Beyen & Meire (2003) en Vandevoorde & Gyselings (2014) geven opnieuw hogere gemiddelde waarden voor de hoogste grondwaterstanden resp m en 0.27 m boven het maaiveld. Hierbij moet er rekening mee gehouden worden dat deze waarden zijn afgeleid uit stijghoogtes gemeten in piëzometers. Deze hogere waarden impliceren dus niet direct overstromingen maar wijzen vooral op een sterke opwaartse kweldruk. Dit habitatsubtype verdraagt een maximale kritische stikstofbelasting (N-depositie) van 22 kg N ha -1 jaar -1 (van Dobben et al. 2012). Wat bodem- en grondwaterchemische samenstelling betreft, zijn weinig data beschikbaar, vooral voor wat nutriënten betreft. Enkel Beyen & Meire (2003) geven nutriëntengehaltes van het grondwater (mediaan (10-90 percentielen)): ammonium mg l -1 ( ), nitraat 0.08 mg l -1 ( ) en fosfaat 0.12 mg l -1 ( ). Speciale aandacht dient te gaan naar het Puccinellietum fasciculatae, een speciale associatie binnen dit habitatsubtype. Voor Vlaanderen is dit vegetatietype kritisch bedreigd door habitatverlies. Dit vegetatietype komt typisch voor op het transitieschor de vrij plotse overgang tussen het hoge schor en binnendijkse zoete (begraasde) graslandvegetaties (Adnitt et al. 2007), een toestand die we vrijwel uitsluitend nog binnendijks aantreffen. Het behoud van dit type vegetatie hangt niet louter af van een gunstig bereik, maar ook van het behoud van een voldoende grote range aan waarden (bv. een voldoende saliniteitsrange) in binnendijkse zilte graslanden. Deze ruime saliniteitsrange vertaalt Runhaar et al. (2009) in specifieke chlorideconcentraties: mg Cl l INBO.R

62 Tabel 9: Abiotische bereiken voor habitatsubtype 1330_da. Nr Effectsubgroep Groep variabele Variabele Eenheid Teken Toetswijze Abiotisch bereik Status Referentie Subtype 3.1 N-depositie kg N/ha/jaar < max. 22 Lg van Dobben et al bodem N_tot mg/kg percentiel Ls Wamelink et al waterkwaliteit (grondwater) Cond µs/cm gem 5000 Ls Sanchez et al Scirpus 4.2 bodem ph percentiel 7, Ls Wamelink et al bodem Ca_uit cmol+/kg percentiel Ls Wamelink et al waterkwantiteit GLG waterkwantiteit GVG waterkwantiteit GHG m onder maaiveld m onder maaiveld m onder maaiveld percentiel Ls Wamelink et al percentiel Ls Wamelink et al percentiel Ls Wamelink et al waterkwantiteit overstromingsfrequentie % 18-50% Ls,Ls,Ls Bakker et al. 1993; Gyselings et al. 2011; Rodwell 2000 Puccinellietum typicum waterkwantiteit overstromingsfrequentie % 4-23% Ls Bakker et al Artemisietum waterkwantiteit overstromingsfrequentie % 3-6 (18)% Ls,Ls Bakker et al. 1993; Criel et al Elytrigietum waterkwantiteit overstromingsfrequentie % 2-4% Ls Bakker et al Festucetum waterkwantiteit overstromingsfrequentie % (6) (40)% Ls,Ls,Ls waterkwantiteit overstromingsfrequentie % 14-57% Ls,Ls waterkwantiteit overstromingsfrequentie % (71)% Ls,Ls Bakker et al. 1993; Gyselings et al. 2011; Rodwell 2000 Bakker et al. 1993; Rodwell 2000 Gyselings et al. 2011; Rodwell 2000 Juncetum Halimionetum waterkwantiteit Hoogte t.o.v. getij m GHW+0.19 Ls Beeftink 1992 Puccinellietum typicum waterkwantiteit Hoogte t.o.v. getij m GHW+0.29 Ls Beeftink 1992 Halimionetum waterkwantiteit Hoogte t.o.v. getij m GHW+0.45 Ls Beeftink 1992 Festucetum/Artemisietum waterkwantiteit overstromingsfrequentie % med 70% Ls Gyselings et al Glaux Aster INBO.R

63 Nr Effectsubgroep Groep variabele Variabele Eenheid Teken Toetswijze Abiotisch bereik Status Referentie Subtype waterkwantiteit overstromingsfrequentie % 60-70% Ls,Ls Criel et al. 1999; Gyselings et al waterkwantiteit overstromingsfrequentie % 20% Ls Gyselings et al Festucetum (brak) waterkwantiteit overstromingsfrequentie % 12% Ls Criel et al waterkwaliteit (grondwater) Cl mg Cl/l > >3000 Ls Ertsen et al /7.3 bodem Cl mg/kg percentiel Ls Wamelink et al Scirpus Puccinellietum maritimae agrostietosum 7.1/7.3 waterkwaliteit Saliniteit? Ls Beeftink 1992 Puccinellietum typicum 7.1/7.3 waterkwaliteit Saliniteit? Ls Beeftink 1992 Halimionetum 7.1/7.3 waterkwaliteit Saliniteit? Ls Beeftink 1992 Festucetum/Artemisietum 7.1/7.3 waterkwaliteit Cl mg Cl/l > gem >10000 Lg Runhaar et al /7.3 waterkwaliteit Cl mg Cl/l gem Lg Runhaar et al Halimionetum, Artemisietum, Limonietum, Puccinellietum maritimae typicum, Juncetum, Festucetum Puccinellietum maritimae agrostietosum, Scirpus 64 INBO.R

64 Tabel 10: Abiotische bereiken voor habitatsubtype 1330_hpr. Nr Effectsubgroep Groep variabele Variabele Eenheid Teken Toetswijze Abiotisch bereik Status Referentie Subtype 3.1 N-depositie N kg N/ha/jaar < max. 22 Lg van Dobben et al bodem N_tot mg/kg percentiel Ls Wamelink et al waterkwaliteit (grondwater) N_NH4 mg/l mediaan 12,43 Ls Beyen & Meire 2003 waterkwaliteit (grondwater) N_NO3 mg/l mediaan 0,08 Ls Beyen & Meire 2003 waterkwaliteit (grondwater) P_PO4 mg/l mediaan 0,12 Ls Beyen & Meire bodem ph percentiel 7, Ls Wamelink et al bodem Ca_uit cmol+/kg percentiel Ls Wamelink et al waterkwantiteit GVG m onder maaiveld tot 0.17 Ls Runhaar & Hennekens waterkwantiteit GG m onder maaiveld gem 0.09 Ls Beyen & Meire waterkwantiteit GHG m onder maaiveld gem Ls Beyen & Meire waterkwantiteit GLG m onder maaiveld gem 0.32 Ls Beyen & Meire waterkwantiteit GLG m onder maaiveld percentiel Ls Wamelink et al waterkwantiteit GVG m onder maaiveld percentiel Ls Wamelink et al waterkwantiteit GHG m onder maaiveld percentiel Ls Wamelink et al waterkwantiteit GLG m onder maaiveld gem 0.24 Rr Vandevoorde & Gyselings waterkwantiteit GHG m onder maaiveld gem Rr Vandevoorde & Gyselings INBO.R

65 Nr Effectsubgroep Groep variabele Variabele Eenheid Teken Toetswijze Abiotisch bereik Status Referentie Subtype waterkwantiteit GG m onder maaiveld gem Rr Vandevoorde & Gyselings /7.3 bodem Cl mg/kg percentiel Ls Wamelink et al /7.3 waterkwaliteit (grondwater) Cl mg Cl/l > >3000 Ls Ertsen et al waterkwaliteit (grondwater?) Cl mg Cl/l > gem >10000 Lg Runhaar et al waterkwaliteit (grondwater?) Cl mg Cl/l gem Lg Runhaar et al Juncetum gerardi typicum, Puccinellietum maritimae typicum Puccinellietum distantis, Puccinellietum capillaris, Puccinellietum maritimae agrostietosum 7.1/7.3 waterkwaliteit (grondwater?) Cl mg Cl/l gem Lg Runhaar et al Puccinellietum fasciculatae 66 INBO.R

66 7.2 Kustduinen p.p. (semi)terrestrische vegetaties Sam Provoost Foto 4: Duinvallei in de Westhoek, De Panne (Sam Provoost). De zoektocht naar referentiewaarden voor milieuvariabelen in het duinecosysteem vertrekt van de al dan niet rechtstreekse menselijke invloeden die (vermoedelijk) een negatief effect hebben op de habitatkwaliteit. Een aantal drukken (zoals recreatieve druk) missen een duidelijke abiotische component, zijn moeilijk te kwantificeren of werden onvoldoende onderzocht. In deze bespreking wensen we de focus te leggen op twee groepen van processen: een eerste heeft te maken met eutrofiëring, een tweede met veranderingen in grondwaterregime. Negatieve effecten van eutrofiëring door depositie of historisch grondgebruik zijn aannemelijk (én realistisch) in stuifduinen (habitattype 2120), grijze duinen (2130/2150) en vochtige duinvalleien (2190). Effecten van veranderingen in grondwaterregime zijn het meest relevant binnen de duinvalleien al kunnen ook vochtige duingraslanden, struwelen en bossen hierdoor negatief beïnvloed worden. Habitattype 2120: Stuifduin Er zijn sterke indicaties dat de verhoogde N-depositie de groei van dominante grassen en dus ook van helm bevordert (Greipsson & Davy 1997; Jones et al. 2004). Effecten laten zich gelden vanaf kg N/ha/yr maar wellicht speelt positieve feedback door versnelde bodemontwikkeling. Hens & Neirynck (2013) nemen voor Vlaanderen 20 kg N/ha/yr als kritische waarde. Rekening houdend met langere termijn effecten door accumulatie in de bodem is deze waarde mogelijks te hoog voor een duurzame instandhouding van stuivende duinen. Ook andere factoren zoals verhoogde neerslag dragen namelijk bij tot de recente INBO.R

67 sterke fixatie van stuivende duinen (Arens et al. 2007), wat nefast is voor de kenmerkende, hooggespecialiseerde fauna en flora van dit biotooptype (bv. Howe et al. 2010). Tabel 11: Abiotische bereiken voor habitattype stuifduin (2120). Groep variabele Variabele Eenheid Teken Toetswijze Abiotisch bereik Status Referentie 3.1 N-depositie N kg N/ha/jaar < max. 20 Lg van Dobben et al bodem N_NH4 mg N/kg < 3.2 bodem N_NO3 mg N/kg < 3.2 bodem N_tot % < 4.2 bodem Ca cmol+/kg < 4.2 bodem ph - > 5.2 waterkwantiteit vocht % < 7.3 bodem Cl mg/kg < Nr Effectsubgroep QR_90- percentiel QR_90- percentiel QR_90- percentiel QR_90- percentiel QR_10- percentiel QR_90- percentiel QR_90- percentiel 9,000 Ls Wamelink et al ,93 Ls Wamelink et al ,23 Ls Wamelink et al Ls Wamelink et al ,24 Ls Wamelink et al ,13 Ls Wamelink et al ,73 Ls Wamelink et al Habitattype 2130: Grijze duinen De nutriëntenstatus van droge duingraslanden hangt sterk af van de fase in de successie en daarmee samenhangende humusopbouw in de bodem. Jonge duinbodems zijn zeer arm aan organisch materiaal en nutriënten. De eerste decennia tot eeuw(en) van de successie worden gekenmerkt door een snelle bodemontwikkeling waarna een zeker evenwicht optreedt tussen bodemopbouw en afbraak. Deze landschapsontwikkeling hangt ook samen met geleidelijke kalkuitloging die uiteindelijk leidt tot een sterke daling van de zuurgraad. De bodemontwikkeling en nutriëntenstatus in de uiteindelijke evenwichtssituatie hangt verder af van meso- en microklimaat (neerslag, expositie, ), hoogteligging boven de grondwatertafel, vegetatie en beheer (Gerlach et al. 1994; Jones et al. 2008, Olff et al. 1993, Aggenbach & Jalink 1999). Gerlach et al. (1993) meten op het Waddeneiland Spiekeroog totale stikstofhoeveelheden van ca. 100 kg/ha in jonge duintjes, 500 tot 600 kg.ha -1 in helmduinen en jonge mosduinen en zeer uiteenlopende waarden tussen 500 en 1800 kg.ha -1 in oude gefixeerde duingraslanden en duinheiden. Deze sterke variabiliteit hangt samen met de hogervermelde veelheid aan milieufactoren. Het habitattype grijze duinen vertoont dus een sterke diversiteit aan typen die overeenkomen met een bepaald punt op deze milieugradiënten. Het is daardoor zeer moeilijk om voor hét type 2130 precieze cijfers te geven over nutriëntenstatus van de bodem. Er moet minstens op niveau van subtypen worden gekeken. In een uitgebreide studie over de relatie tussen bodem en vegetatie in de Wassenaarse duinen (Meijendel, Zuid-Holland) geeft de Boerboom (1963) waarden voor verschillende bodemvariabelen in duingraslanden. Voor totaal stikstof geeft deze auteur een range van 0.07 tot 0.25%, voor totaal fosfor tussen 0.03 en 0.07%. Deze cijfers liggen hoger dan de waarden uit de Nederlandse Ecological Conditions Database (Wamelink et al. 2012). Zij geven een range (10-90 percentielen) van mg (totaal) N.kg -1 voor kalkrijke en voor kalkarme duingraslanden (respectievelijk en %). Wat betreft totaal fosfor geven deze auteurs waarden van mg P.kg -1 voor kalkrijke en mg P.kg -1 voor kalkarme duingraslanden (respectievelijk en %). De habitatkwaliteit hangt echter niet zozeer samen met de totale nutriëntenpools maar eerder met de mineralisatie. Veer (1997) bijvoorbeeld, vond geen relatie tussen totale 68 INBO.R

68 stikstofhoeveelheid en vergrassing in verschillende Nederlandse duingraslanden. Wel was de mineralisatie van stikstof beduidend hoger in de gras-gedomineerde proefvlakken. Strooisel en vegetatiestructuur spelen dus een belangrijke rol in de stikstofhuishouding van duingraslanden. Bij hogere nitraatbeschikbaarheid kan fosfor wel limiterend optreden en verdere vergrassing verhinderen. In kalkrijke situaties wordt fosfor grotendeels vastgelegd in calciumfosfaten waardoor de beschikbaarheid voor planten beperkt is. Bij lagere ph, bijvoorbeeld in oudere, ontkalkte duinen, neemt de fosfaatvastlegging af en neemt de nutriëntenbeschikbaarheid toe. Oude duinen zijn dan ook veel gevoeliger voor vergrassing (Kooijman et al. 1998). Actueel vormt atmosferische depositie van stikstof de belangrijkste externe bron van vermestende stoffen in de duingraslanden. Verschillende experimenten in Nederland en het Verenigd Koninkrijk bevestigen het optreden van vergrassing bij hogere stikstofbelasting (Kooijman et al. 1998, Veer 1997, Plassmann et al. 2009). In kalkrijke duingraslanden nemen Kooijman et al. (2009) een kritische stikstoflast aan van 17 kg.ha -1 j -1. Zure duinen zijn beduidend gevoeliger voor stikstofdepositie door het ontbreken van fosfaatbindende kalk. Onderzoek in de Baltische duinen toonde aan dat het overschrijden van een kritische stikstoflast van 5-8 kg.ha -1 j -1 reeds kan leiden tot vergrassing (Remke 2010). Voor Vlaanderen nemen Hens & Neirynck (2013) 15 kg N.ha -1 j -1 als kritische waarde voor de kalkrijke en 10 voor de kalkarme milieus. In het VMM-meetstation van Koksijde werd in 2010 een stikstofdepositie van 18 kg.ha -1 j -1. gemeten (VMM 2011). Voor kalkrijke duinen betekent dit een beperkte overschrijding van de kritische last, voor de ontkalkte duinen is de impact veel groter. Daarenboven moet ook rekening gehouden worden met een accumulatief effect en met de erfenis van de veel hogere stikstofdepositie in het nabije verleden. Bij natuurherstel op voormalige landbouwgebieden speelt de nutriëntenvoorraad in de bodem door bemesting een zeer belangrijke rol. Naast een extra stikstoflast is hier ook sprake van beduidend hogere fosforgehalten. Terwijl de nitraatgehaltes via maaien of door uitspoeling na verloop van tijd afnemen, wordt fosfor als calciumfosfaat of in organische verbindingen goed vastgehouden in de bodem. Zo wordt na tien jaar verschralingsbeheer in de Oosthoekduinen in De Panne nog steeds totale fosforgehaltes van mg P.kg -1 gemeten (Provoost et al. 2011), 3 tot 6 maal hoger dan de hoogste fosforgehaltes uit Wamelink et al (2014). Ook in de Zwinduinen worden door Ampe (2005) zeer hoge fosforgehalten gemeten, tot meer dan 1500 mg P.kg -1. Ampe (2003) beschouwt 150 mg totaal P.kg -1 als grenswaarde voor natuurlijke duinmilieus. INBO.R

69 Tabel 12: Abiotische bereiken voor habitatsubtype 2130_had. Nr Effectsubgroep Groep variabele Variabele Eenheid Teken Toetswijze Abiotisch bereik Status Referentie 3.1 N-depositie N kg N/ha/jaar < max. 10 Lg van Dobben et al bodem N_NH4 mg N/kg < 90-percentiel 8,22 Ls Wamelink et al bodem N_NO3 mg N/kg < 90-percentiel 2,66 Ls Wamelink et al bodem N_tot mg N/kg < 90-percentiel 922 Ls Wamelink et al bodem ph - > 10-percentiel 4,95 Ls Wamelink et al bodem Cl mg/kg < 90-percentiel 18,0 Ls Wamelink et al Tabel 13: Abiotische bereiken voor habitatsubtype 2130_hd. Nr Effectsubgroep Groep variabele Variabele Eenheid Teken Toetswijze Abiotisch bereik Status Bron 3.1 N-depositie N kg N/ha/jaar < max. 15 Lg van Dobben et al bodem N_NH4 mg N/kg < 90-percentiel 9,57 Ls Wamelink et al bodem N_NO3 mg N/kg < 90-percentiel 5,01 Ls Wamelink et al bodem N_tot % < 90-percentiel 0,077 Ls Wamelink et al bodem ph - > 10-percentiel 6,26 Ls Wamelink et al bodem Cl mg/kg < 90-percentiel 21,4 Ls Wamelink et al INBO.R

70 Habitattype 2190: Duinvalleien Grondwaterkwaliteit Een negatieve impact op de kwaliteit van grond- en oppervlaktewater valt te verwachten bij diverse vormen van verontreiniging zoals lekkage in de riolering of lozing van al dan niet huishoudelijk afvalwater. Rechtstreekse invloed van vervuild oppervlaktewater is minder evident gezien vochtige duinvalleien vooral in natuurgebieden gelegen zijn die in principe goed afgeschermd zijn voor dergelijke vervuilingsbronnen. Negatieve effecten op de natuurkwaliteit zijn vooral te verwachten door nutriëntenaanrijking via het grondwater. Toch kan dat grondwater via inzijging van vervuild oppervlaktewater zijn aangerijkt. Koerselman (1993) geeft een reeks referentiewaarden voor de grondwaterkwaliteit in de Nederlandse vastelandsduinen: Nitraat: 0,1-12 mg.l-1 (0,02-2,7 mg N.l-1); Ammonium: 0,05-0,85 mg.l-1 (0,04-0,7 mg N.l-1) en Fosfaat: 0,07-0,71 mg.l-1 (0,02-0,23 mg P.l-1). Davy et al. (2010) voerden een referentiewaardenonderzoek uit naar duingrondwaterkwaliteit in het Verenigd Koninkrijk. Zij argumenteren dat er te weinig gegevens voorhanden zijn om referentiewaarden voor P op te geven en concentreren zich op N. Gebaseerd op gegevens van een tiental duingebieden vinden zij referentiewaarden voor TIN (total inorganic nitrogen) < 0,2 mg N l-1. Zij suggereren verder dat concentraties > 0,20 mg N l-1 ongewoon zijn, concentraties > 0,40 mg N l-1 wellicht wijzen op contaminatie en dat concentraties > 1,0 mg N l-1 wellicht leiden tot negatieve impact op de vegetatie. Deze bevindingen zijn vooral gebaseerd op onderzoek in Aberffraw, N-Wales, waar negatieve effecten op de soortensamenstelling van duinvalleien werden vastgesteld bij concentraties vanaf 0,2 mg N l-1 (Rhymes et al. 2014). De grenswaarden in het VK lijken een stuk lager te liggen dan in Nederland. De gesuggereerde grenswaarden van 0,2 mg N l-1 ligt een stuk onder de natuurlijke waarden voor Nederland. De waarden in het VK zijn echter op een veel kleinere steekproef gebaseerd. Mogelijk zijn de verschillen ook gerelateerd aan de invloed van stikstof fixerende duindoorn op de grondwaterkwaliteit. Uit lysimeterwaarnemingen blijkt namelijk dat de nitraatuitspoeling onder duindoornvegetatie relatief hoog is in vergelijking met andere typen begroeiingen (Stuyfzand 1984). Duindoorn is alomtegenwoordig in de Nederlandse en ook Vlaamse duingebieden terwijl die in het Verenigd Koninkrijk (zeker aan de westkust) nagenoeg ontbreekt. Verder kunnen ook verschillen in stikstofdepositie aan de oorsprong liggen. De verstorende impact van voedselrijkdom blijkt verder afhankelijk van de N:P verhouding (Koerselman & Meuleman 1995). Zolang één van beide elementen limiterend werkt, onderdrukt dit het effect van het andere element. Beide variabelen kunnen dus niet los van elkaar gezien worden. Tot slot is bij de grondwaterkwaliteit niet zozeer de concentratie van de nutriënten, dan wel het totale aanbod van belang. Dit aanbod wordt bepaald door de concentratie in combinatie met de stroomsnelheid van het grondwater (Van Dijk 1985). Van Oosterhoud et al. (1982) stellen dat er verruiging van de vegetatie optreedt bij fosfaataanvoer groter dan 0,2g.m -2.dag -1. Voedselrijkdom van de bodem In duinvalleien er weinig reëel gevaar voor rechtstreekse voedselaanrijking van de bodem. Het habitattype is nagenoeg uitsluitend in natuurgebieden gelegen waar geen landbouw wordt bedreven. Wel is de bodemtrofie een belangrijk gegeven bij natuurherstel op voormalige landbouwgebieden. Lammerts & Grootjans (1997) geven referentiewaarden voor een aantal bodemvariabelen in jonge vochtige duinvalleien. In de betreffende gebieden (vijf in Nederland en één in de INBO.R

71 Verenigde Staten) werden bemestingsexperimenten uitgevoerd waarmee de aard van nutriëntenlimitatie kan worden nagegaan. De auteurs stellen vast dat de jonge duinvalleivegetaties overwegend stikstofgelimiteerd zijn. In kalkrijke omstandigheden is er soms sprake van N en P colimitatie (Lammerts et al. 1999). In de loop van de successie neemt de N voorraad in de bodem toe waardoor dit element niet langer limiterend wordt. De totale nutriëntengehaltes vertellen weinig over de natuurkwaliteit. In duinbodems is stikstof sterk gebonden aan organisch materiaal en de mineralisatie ervan is niet noodzakelijk evenredig met de totale hoeveelheid (Kooijman 2001). Dit geldt ook voor fosfor, dat in kalkrijke bodems grotendeels in de vorm van calciumfosfaat wordt geïmmobiliseerd. Onder zure omstandigheden is fosfaat dan weer gebonden aan Fe en Al. De nutriënten-module van NICHE-duinen gaat uit van nutriëntenbeschikbaarheid, vooral van N en P (Koerselman et al. 1999). De potentiële mineralisatie van N hangt af van de totale N- pool en wordt beïnvloed door grondwaterstand en ph. Zowel bij (gemiddelde voorjaars- )grondwaterstanden hoger dan 45cm onder MV als bij ph lager dan 6 verloopt de mineralisatiesnelheid trager. Voor de P-beschikbaarheid is vooral het vastleggen in Camineralen van belang (in zure duinen speelt ook Fe een rol). Tabel 14 geeft voor verschillende trofieklassen de nutrientenbeschikbaarheid en bijhorende biomassa. Daarbij wordt uitgegaan van een N:P verhouding van 15, wat overeenkomt met co-limitatie van beide elementen (Koerselman & Meuleman 1995). Bij gemaaide graslanden wordt een deel van de biomassa afgevoerd waardoor eenzelfde vegetatietype onder voedselrijkere condities kan standhouden. De meeste rijpe, soortenrijke duinvalleivegetaties (Juncu-baltici schoenetum of blauwgrasland) zitten in de klasse oligo-mesotroof maar ook in de mesotrofe klasse kunnen, vooral in de pionierfase, ook waardevolle vegetaties voorkomen (Centaurio- Saginetum bijvoorbeeld). Tabel 14: Trofie-range voor duinvalleien gehanteerd in Niche-duinen (Koerselman et al. 1999). Trofie Biomassa (g.m-2) N-beschikbaarheid kg.ha-1.j-1) P-beschikbaarheid (kg.ha-1.j-1) Niet gemaaid Gemaaid Niet gemaaid Gemaaid Oligotroof <250 <47 <65 <3.1 <4.3 Oligo-mesotroof Mesotroof Uit de bemestingsexperimenten vermeldt in Lammerts & Grootjans (1997), blijkt dat toevoeging van NPK de biomassa sterk doet toenemen. Er worden echter geen kritische grenswaarden vooropgesteld. Dit is ook niet evident gezien de bodemvariabelen in natuurlijke duinvalleien een zeer brede range aan waarden vertonen. Die hangt in grote lijnen af van de plaats in de successie en wordt verder gedifferentieerd door het grondwaterregime. De waarden voor nutriëntenbeschikbaarheid vormen een geschikt referentiekader voor verschillende typen duinvalleivegetatie. Afhankelijk van de uitgangssituatie leidt een overschrijding van deze waarden tot toename van de biomassa en daarmee achteruitgang van kenmerkende, doorgaans minder competitieve soorten. Tot slot geeft ook de verwerking van de Nederlandse Ecological Conditions Database (Wamelink et al. 2012) (grens)waarden voor de nutriëntenstatus van (kalkrijke) duinvalleien. Het betreft 7.8 mg N.kg -1 voor NH 4 ; 13.2 mg N. kg -1 voor NO 3 ; 5380 mg N. kg -1 voor totaal stikstof en mg P. kg -1 voor PO 4. Voor fosfor liggen deze waarden in de grootte-orde van die uit tabel 14, voor stikstof lijkt de grenswaarde van Wamelink (2014) een stuk hoger. 72 INBO.R

72 Grondwaterregime Veranderingen in grondwaterregime vormen een belangrijke potentiële oorzaak van de achteruitgang van de habitatkwaliteit van vochtige duinvalleien (habitattype 2190) en in mindere mate ook van vochtige varianten van kruipwilgvegetatie (2170), duingrasland (2130), duinstruweel (2160) en duinbos (2180). Aan onze kust vormt de bemaling bij bouwwerken actueel de belangrijkste oorzaak van grondwaterstandsdalingen. De meeste kenmerkende soorten van duinvalleien vereisen een gemiddelde grondwaterstand tussen maaiveld en 60 cm onder maaiveld. Voor een aantal in Nederland kritische soorten zoals vleeskleurige orchis, padderus, duinrus en teer guichelheil mag de gemiddelde watertafel niet dieper dan 40 cm onder maaiveld wegzakken (Aggenbach et al. 2000, 2001). Curelli et al. (2013) geven grondwaterregimes voor verschillende in het westen van het Verenigd Koninkrijk aangetroffen duinvalleitypen die vergelijkbaar zijn met deze Nederlandse cijfers. De verwerking van de Ecological Conditions Database geeft een bredere range met een gemiddelde hoogste grondwaterstand van maximaal ca. 30 cm en een laagste waterstand van minimaal ca. 1m. Het is moeilijk om voor het habitattype 2190 precieze cijfers op te geven wat betreft de grondwaterregimes. Elke soort heeft een eigen optimum en een tolerantierange voor bijvoorbeeld voorjaarsgrondwaterstand, inundatieperiode of laagste zomerpeil. Relatief kleine ruimtelijke verschillen in deze variabelen (bv. 10 cm grondwaterstand) kunnen reeds verschillen in de lokale soortensamenstelling teweegbrengen (Curelli et al. 2013). Deze variabiliteit, veroorzaakt door lokale topografie en grondwaterpatronen, is mee bepalend voor de ecologische rijkdom van duinvalleien en is ook noodzakelijk om de natuurlijke fluctuaties van grondwaterstanden te kunnen opvangen. In natte jaren zullen de hoogstgelegen groeiplaatsen van een soort belangrijk zijn voor de overleving van de lokale populatie, in droge jaren net de laagstgelegen. Achteruitgang van natuurwaarden valt vooral te vrezen bij plotse onnatuurlijke dalingen van de watertafel die de range van de natuurlijke schommelingen in een bepaald seizoen overschrijden. Daarbij kunnen dalingen in de grootte-orde van decimeters al een effect hebben (Curelli et al. 2013). INBO.R

73 Tabel 15: Abiotische bereiken voor habitatsubtype Habitat(sub) type Nr Effectsubgroep Groep variabele Variabele Eenheid Teken Toetswijze Abiotisch bereik n Status Referentie N-depositie N kg N/ha/jaar < max. 30 Lg van Dobben et al _mp 3.1 N-depositie N kg N/ha/jaar < max. 15 Lg van Dobben et al bodem N_NH4 mg N/kg < 90-percentiel 12,4 Ls Wamelink et al bodem N_NO3 mg N/kg < 90-percentiel 10,6 Ls Wamelink et al bodem N_tot % < 90-percentiel 0,47 Ls Wamelink et al waterkwaliteit N_NH4aq mg N/l < 2,7 Ls Koerselman waterkwaliteit N_NO3aq mg N/l < 0,85 Ls Koerselman waterkwaliteit P_PO4 mg P/l < 0,71 Ls Koerselman waterkwaliteit Aanbod P_PO4 g P/m²/dag < 0,2 Ls Van Oosterhoud et al bodem ph - > 10-percentiel 6,27 Ls Wamelink et al waterkwantiteit GG m onder maaiveld > 0,60 Ls Aggenbach et al. 2000, waterkwantiteit GLG m onder maaiveld < 90-percentiel 0,85 Ls Wamelink et al waterkwantiteit GHG m onder maaiveld percentiel -0,25 0,25 Ls Wamelink et al waterkwantiteit GVG m onder maaiveld percentiel -0,20 0,40 Ls Wamelink et al bodem Cl mg/kg < 90-percentiel 2140 Ls Wamelink et al INBO.R

74 7.3 Binnenlandse duinen Maud Raman Foto 5: Stuifduinen in de Kalmthoutse heide (Steven De Saeger). Habitattype 2310 en 2330: Psammofiele heide met Calluna en Genista (2310) en open grasland met Corynephorus- en Agrostissoorten op landduinen (2330) Voor de binnenlandse landduinen worden twee vegetatietypen onderscheiden: stuifzandheiden met struikhei en pionierbegroeiingen in afwisseling met onbegroeid zand. Het stuifzandmilieu is arm aan vaatplanten en rijk aan korstmossen. Kleinschalige mozïeken kennen een variatie aan successiestadia gaande van open stuivend zand, pionierbegroeiingen, stadia rijk aan (korst)mossen,... Deze habitattypen ontstaan als gevolg van zandverstuiving door natuurlijke processen of door allerlei verstoringen (overbegrazing, brand, overbetreding). Ze komen voor op voedselarme, droge, zure zandbodems zonder profielontwikkeling. Het waterhoudend vermogen van het fijne zand is meestal gering. Grondwater is een belangrijke factor in het voorkomen van stuifduinen omdat alleen droog zand goed kan verstuiven. Het zand kan veel warmte opnemen en vasthouden (Bakker et al. 2003). De resterende landduinrelicten zijn in Vlaanderen bijna overal te klein geworden om een natuurlijke winddynamiek toe te laten. Een groot deel van de heiden en landduinen is in het verleden verkaveld, actief bebost of spontaan verbost door gebrek aan beheer. INBO.R

75 Zandverstuivingen zijn afhankelijk van voedselarme situaties. Ze hebben een lage buffercapaciteit. Uit onderzoek (Bakker et al. 2003; Nijssen et al. 2011; Sparrius 2011; Sparrius & Koijman 2010; Riksen et al. 2006) blijkt dat vermesting en verzuring kan leiden tot: een versnelde vegetatiesuccessie als gevolg van een verhoogde N-depositie: de vegetatie is niet meer N-gelimiteerd; verkitting van open zand door blauw- en groenwieren: zo wordt de bovenste zandlaag gestabiliseerd en wordt verstuiving tegengegaan; afname van de hoeveelheid kale grond; afname van de soortendiversitiet, de bedekking van de invasieve exoot Grijs kronkelsteeltje kan toenemen (vermossing); afname van de bedekking van korstmossen; beperkte toename van grassen (er wordt al snel een K- en P-limitatie bereikt); sterke verandering van N:P ratio s in de vegetatie en bodemorganismen; verhoging van de Al:Ca ratio, een uitspoeling van basische kationen en een toename van de ammonium:nitraat ratio. 76 INBO.R

76 Tabel 16: Abiotische bereiken voor het habitattype Effect (sub) groep Groep variabele Variabele Eenheid Teken Toetswijze Abiotisch bereik Referentie Status 3.1 Luchtkwaliteit N-depositie kg N/ha/jaar < grenswaarde 15 Van Dobben et al Lg 4.2 Bodem Al/Ca - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr De Graaf et al. 2009; Sparrius 2011 Ls, Ls 4.2 Bodem Ca_AgTU mmol/m² 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr De Graaf et al. 2009; Wamelink et al Ls, Ls 4.2 Bodem ph_h2o - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr De Graaf et al. 2009; Sparrius 2011; Wamelink et al Ls, Ls, Ls Tabel 17: Abiotische bereiken voor het habitattype Habitat (sub) type Effect (sub) groep Groep variabele Variabele Eenheid Teken Toetswijze Abiotisch bereik Referentie 2330_bu 3.1 Luchtkwaliteit N-depositie kg N/ha/jaar < grenswaarde 10 Van Dobben et al Lg 2330_dw 3.1 Luchtkwaliteit N-depositie kg N/ha/jaar < grenswaarde 10 Van Dobben et al Lg 2330 Al/Ca Al/Ca - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr De Graaf et al. 2009; Sparrius 2011 Ls, Ls 2330 C/N C/N - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Sparrius 2011; Wamelink et al Ls, Ls Status 2330 N_NO3 N_NO3 mmol/m² 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr ph_h2o ph_h2o - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr De Graaf et al. 2009; Smits, N.A.C. et al 2010 Zwaenepoel 1993; De Graaf et al. 2009; Smits, N.A.C. et al 2010; Sparrius 2011; Wamelink et al Ls, Ls Ls, Ls, Ls, Ls, Ls INBO.R

77 7.4 Zoete wateren An Leyssen en Luc Denys Foto 6: Habitattype 3130 in Tommelen te Hasselt (Jo Packet) Habitattypen stilstaande wateren Voor de waarden die in de tabellen 18 tot 24 zijn samengevat werden in eerste instantie de richtwaarden uit BVR (2010) genomen. Deze waarden kenmerken een systeem waarin de vegetatie vooral bestaat uit van nature in het watertype aanwezige soorten en een bepaalde verscheidenheid aan groeivormen, zonder markante toe- of afname van submerse vegetatie en die overwegend bestaat uit taxa die niet sterk toenemen tengevolge van verstoring 8 (zie Schneiders et al. 2004, Leyssen et al. 2005) Er is nagegaan of het enigszins plausibel was dat deze waarden ook een gunstige staat van de habitatypen zouden kunnen garanderen. De waarden zijn verscherpt indien dit op basis van beschikbare data of literatuur nodig geacht werd. Variabelen werden enkel toegevoegd indien deze een duidelijke meerwaarde konden bieden. Er is toenemende aandacht voor bodemvariabelen en de samenstelling van poriewater als standplaatskarakteristieken voor aquatische vegetaties, maar hiervoor zijn maar zeer uitzonderlijk gunstige bereiken geformuleerd. Alle relevante waarden die in de literatuur werden teruggevonden, ook m.b.t. niet in deze tabellen opgenomen variabelen, zijn in de Access-databank referentiewaarden opgenomen. Het aanhouden van het stramien van Vlaamse watertypen geeft de mogelijkheid om de ecologische/botanische variatie binnen 8 Inz. eutrofiëringsindicatoren. 78 INBO.R

78 habitatypen en de rol van systeemkenmerken beter tot zijn recht te laten komen dan een generiek gunstig abiotisch bereik. Voor de aquatische habitattypen van stilstaand water zijn enkel voor het habitatype 3130 Vlaamse data in beperkte mate nader verkend. Daarnaast is voornamelijk beroep gedaan op externe gegevens die niet refereren naar de Vlaamse biotische grenswaarden voor een gunstige LSVI en vaak evenmin naar de Vlaamse invulling van het habitattype. Voor de meeste variabelen m.b.t. stilstaande wateren was door Leyssen et al. (2009) reeds beroep gedaan op diverse bronnen uit buiten- (Achermann & Bobbink 2003; Arts 2000, 2002; Arts et al ; Bal et al. 2001; Brouwer & Roelofs 2001; Dobben & van Hinsberg 2008; Heinis & Evers 2007; Ministerium UNLV 2004; Ministerie van LNV 2008b; Ministère de l EDAD 2008; Søndergaard et al. 2005; van der Molen & Pot 2007) en binnenland (Denys et al. 2005; Denys & Van Wichelen 2007), die ten dele reeds een synthese inhielden van uiteenlopende studies t.b.v. KRW-normering. Effecten van stikstof op de diversiteit van macrofyten (James et al. 2005, Gonzalez et al. 2005, Barker et al. 2008) werden eveneens naar grenswaarden vertaald. De grenswaarden zijn voornamelijk gereviseerd in het licht van aanvullende literatuur. Stromende wateren Voor waterlopen werd door Leyssen et al. (2009) verwezen naar Bal et al. (2001), Heinis & Evers (2007), Ministerie van LNV (2008b), Ministère de l EDAD (2008), Ministerium UNLV (2004) en Schneiders (2007). Voor de grenswaarden in tabel 25 zijn de KRW/DIWrichtwaarden (BVR 2010) getoetst aan de waarden die door Leyssen et al. (2014) voor het voorkomen van gevoelige watervegetaties, incl. het habitattype 3260, bepaald werden en als grenswaarden weerhouden indien ze meer kritisch uitvielen. De door Leyssen et al. (l.c.) vooropgestelde waarden zullen echter veeleer een minder kritische dan een juiste inschatting van de effectieve grenswaarde inhouden (o.a. wegens geringe vertegenwoordiging of afwezigheid van de meest gevoelige soorten). Ze staan werden ook niet in rechtstreeks verband gebracht met alle de LSVI-criteria. Naast de lijst van KRW/DIW-richtwaarden, werden voor een aantal andere relevant geachte variabelen grenswaarden voorgesteld. Hoewel fysisch-chemische variabelen in relatief veel literatuur zijn beschreven, zijn hydromorfologische variabelen vaak minder goed onderzocht of zijn de gegevens onderling nog moeilijker vergelijkbaar. De frequentst vermelde variabele is stroomsnelheid. De voorgestelde grenswaarden zijn afgeleid uit de literatuur, aangezien voor de Vlaamse situatie de stroomsnelheid van het habitattype onvoldoende kwantitatief is onderzocht. Hiervoor is een opsplitsing tussen twee vegetatiesubtypen gemaakt. Voor andere hydromorfologische variabelen (o.a. hydrologisch regime, structuurkwaliteit, beddingmorfologie) is het, bij gebrek aan Vlaamse gegevens en relevante literatuurgegevens, voorlopig niet mogelijk om grenswaarden te formuleren. Deze variabelen dienen verder te worden onderzocht. Prioritaire stoffen zoals o.m. pesticiden worden hier niet behandeld, hiervoor wordt verwezen naar de richtlijn terzake. INBO.R

79 Tabel 18: Abiotische bereiken voor habitattype 2190 partim aquatisch facies (2190A). * Met zachtwatersoorten, ontkalkt substraat; ** zonder zachtwatersoorten, op kalkhoudend substraat. Effect(sub) groep Variabele Eenheid Toetswijze Teken Ad Referentie Status 3.1 N-depositie kg.ha -1.jaar -1 gem. < 14* Adams et al. (2012), van Dobben etal. (2013) Lg,Lg 3.1 N-depositie kg.ha -1.jaar -1 gem. < 30** Adams et al. (2012) Lg 3.4 ph zomergem. < 9,0 BVR (2010) 3.4 totaalstikstof mg.l -1 zomergem. < 1,3 BVR (2010) 3.4 totaalfosfor mg.l -1 zomergem. < 0,045 BVR (2010) 3.4 Secchi m zomergem. > 1,7/bodem Søndergaard et al. (2005) Lg 3.4 zwevende stof mg.l -1 zomergem. < 4 Søndergaard et al. (2005) Lg 3.4/8.4 zuurstof mg.l p > 6 BVR (2010) 3.4/8.4 O 2-verzadiging % max. < 120 BVR (2010) 3.4/8.4 BZV mg.l p < 6 BVR (2010) 3.4/8.4 CZV mg.l p < 30 BVR (2010) 4.3 ph > 6,5* Synbiosys (2008)/Runhaar(2009) Lg 4.3 ph zomergem. > 7,5** BVR (2010) EGV µs.cm p < 1000 BVR (2010) chloride mg.l p < 200 BVR (2010) sulfaat mg.l -1 gem. < 150 BVR (2010) 80 INBO.R

80 Tabel 19: Abiotische bereiken voor habitattype In italic indien voor bepaalde watertypen afwijkend t.o.v. BVR (2010). Effect (sub) groep Variabele Eenheid Toetswijze Teken Zm Czb Cb Aw-om Referentie Status 3.1 N-depositie kg.ha -1.jaar -1 gem. < van Dobben etal. (2013) Lg 3.4 ph < 6,5 7,0 7,0 7,0 Arts et al. (2012a); JNCC (2005) Lg,Lg 3.4 totaalstikstof mg.l -1 zomergem. < Moss et al. (2003) Lg 3.4 totaalfosfor mg.l -1 zomergem. < 0,03 0,03 0,04 0,04 BVR (2010) 3.4 Secchi m zomergem. > 1,7/bodem 1,7/bodem 1,7/bodem 3,9 Søndergaard et al. (2005) Lg 3.4 alkaliniteit meq.l -1 gem. < 0,19 0,19 0,19 0,19 Pulido et al. (2012) Ls 3.4 anorganische stikstof mg.l -1 gem. < 0,14 0,14 0,14 0,14 Arts et al. (2012a) Lg 3.4 zwevende stof mg.l -1 zomergem. < ,5 Søndergaard et al. (2005) Lg 3.4 organ. stof bodem % < Arts et al. (2007) Ls 3.4/8.4 BZV mg.l p < BVR (2010) 3.4/8.4 CZV mg.l p < /8.4 zuurstof mg.l p > BVR (2010) Szankowski & Klosowski (2001, 2006); Klosowski & Szankowski (2004) Ls,Ls,Ls 3.4/8.4 O 2-verzadiging % max. < BVR (2010) 3 ph poriewater < Arts et al. (2012a) Lg 3 bicarbonaat poriewater meq.l -1 < 0,2 0,2 0,2 0,2 Arts et al. (2012a) Lg 4 ph poriewater > Arts et al. (2012a) Lg 4 bicarbonaat poriewater meq.l -1 > 0,05 0,05 0,05 0,05 Arts et al. (2012a) Lg 4.3 ph zomergem. > 4,5 5,5 5,5 6,5 BVR (2010) 4.3 alkaliniteit meq.l -1 gem. > 0,05 0,05 0,05 0,05 Pulido et al. (2012) Ls 8.4 EGV µs.cm p < Klosowski (2001, 2006); Klosowski & Szankowski (2004) 8.4 chloride mg.l p < Pulido et al. (2012) Ls 8.4 sulfaat mg.l -1 gem. < Szankowski & Klosowski (2001) Ls 8.4 natrium gem. < Arts et al. (2007); Pulido et al. (2012) Ls,Ls Ls,Ls,Ls INBO.R

81 Effect (sub) groep Variabele Eenheid Toetswijze Teken Zm Czb Cb Aw-om Referentie Status 8.4 calcium mg.l -1 gem. < Arts et al. (2007); Pulido et al. (2012); Szankowski & Klosowski (2001) Ls,Ls,Ls, 8.4 kalium mg.l -1 gem. < Klosowski & Szankowski (2004); Szankowski & Klosowski (2001) Ls,Ls 82 INBO.R

82 Tabel 20: Abiotische bereiken en voor habitattype 3130 Littorellion (3130 aom). * Op veen is een lagere waarde waarschijnlijk; ** enkel relevant bij periodieke inundatie. In italic indien voor bepaalde watertypen afwijkend t.o.v. BVR (2010). Effect(sub) groep variabele eenheid toetswijze teken Zm Czb Cb Aw-om referentie status 3.1 N-depositie kg.ha -1.jaar -1 gem. < van Dobben et al. (2013) Lg 3.4 ph < 6,5 7,5 7,5 7,5 INBO (2014); JNCC (2005); Synbiosys/Runhaar (2008/2009) 3.4 TN mg.l -1 zomergem. < Moss et al. (2003); Pedersen et al. (2006); Søndergaard et al.(2005); Szmeja & Bazydlo(2005) 3.4 TP mg.l -1 zomergem. < 0,03 0,03 0,04 0,04 BVR (2010) 3.4 Secchi mg.l -1 zomergem. > 1,7/bodem 1,7/bodem 1,7/bodem 3,9 Søndergaard et al. (2005) Lg 3.4 anorganische stikstof mg.l -1 gem. < 0,14 0,14 0,14 0,14 Arts et al. (2012a) Lg 3.4 zwevende stof mg.l -1 zomergem. < ,5 Søndergaard et al. (2005) Lg 3.4 org. stof bodem % < Arts et al. (2007) Ls 3.4 alkaliniteit meq.l -1 gem. < Arts et al. (2012b); INBO (2014) Lg,Rr 3.4/8.4 BZV mg.l p < BVR (2010) 3.4/8.4 CZV mg.l p < BVR (2010) 3.4/8.4 zuurstof mg.l p > INBO (2014) Rr 3.4/8.4 O 2-verzadiging % max. < INBO (2014) Rr 4.3 ph zomergem. > 4,5 5,5 5,5 6,5 BVR (2010) 4.3 alkaliniteit meq.l -1 gem. > 0,15 0,15 0,15 0,15 Bobbink et al. (2007); INBO 2014 Lg,Rr 5.1 GLG m maaiveld > -0.39** -0.39** -0.39** -0.39** Wamelink et al. (2014) Ls 5.1 GVG m maaiveld > -0.47** -0.47** -0.47** 0.47** Wamelink et al. (2014) Ls 5.1 GHG m maaiveld > -0.63** -0.63** -0.63** -0.63** Wamelink et al. (2014) Ls 8.4 EGV µs.cm p < INBO (2014) Rr 8.4 chloride mg.l p < INBO (2014); van der Molen et al. (2012) Rr,Lg 8.4 sulfaat mg.l -1 gem. < (15*) 50 (15*) 100 Geurts et al. (2008)* Ls 8.4 natrium mg.l -1 gem. < INBO (2014) Rr Rr,Lg,Lg Lg;Ls,Lg,Ls INBO.R

83 Tabel 21: Abiotische bereiken voor habitattype 3130 Nanocyperion (3130 na). Effect(sub) groep Variabele Eenheid Toetswijze Teken Zm Referentie Status 3.1 N-depositie kg.ha -1.jaar -1 gem. < 8 van Dobben et al. (2013) Lg 3.4 ph zomergem. < 6,5 BVR (2010) 3.4 TN mg.l -1 zomergem. < 1,0 Moss et al. (2003); Pedersen et al. (2006); Søndergaard et al.(2005); Szmeja & Bazydlo(2005) Lg;Ls,Lg,Ls 3.4 TP mg.l -1 zomergem. < 0.03 BVR (2010) 3.4 alkaliniteit meq.l -1 gem. < 1 Arts et al. (2012b); INBO (2014) Lg, Rr 3.4 anorganische stikstof mg.l -1 gem. < 0,14 Arts et al. (2012a) Lg 3.4/8.4 BZV mg.l p < 6 BVR (2010) 3.4/8.4 CZV mg.l p < 30 BVR (2010) 3.4/8.4 zuurstof mg.l p > 7 INBO (2014) Rr 3.4/8.4 O 2-verzadiging % max. < 110 INBO (2014) Rr 4.3 ph zomergem. > 4,5 BVR (2010) 4.3 alkaliniteit meq.l -1 gem. > 0,15 Bobbink et al. (2007); INBO (2014) Lg, Rr 5.1 GLG m maaiveld > Wamelink et al. (2014) Ls 5.1 GVG m maaiveld > Wamelink et al. (2014) Ls 5.1 GHG m maaiveld > Wamelink et al. (2014) Ls 5.1 inundatie % > 14 Aggenbach et al. (2014) Lg 5.1 inundatie % < 46 Aggenbach et al. (2014 Lg 8.4 EGV µs.cm p < 100 BVR (2010) 8.4 chloride mg.l p < 20 BVR (2010) 8.4 sulfaat mg.l -1 gem. < 15 BVR (2010) 8.4 natrium mg.l -1 gem. < 30 INBO (2014) Rr 84 INBO.R

84 Tabel 22: Abiotische bereiken voor habitattype In italic indien voor bepaalde watertypen afwijkend t.o.v. BVR (2010). Effect (sub) Variabele Eenheid Toetswijze Teken Czb CFe Cb Aw-om Aw-e Ami Ai Bzl Referentie Status groep 3.1 N-depositie kg.ha -1.jaar -1 < van Dobben et al. (2013) Lg 3.4 ph zomergem. < 7,5 7,5 7,5 8,5 8,5 8,5 8,5 9,0 BVR (2010) 3.4 TN mg.l -1 zomergem. < Moss et al. (2003); Søndergaard et al. (2005) 3.4 TP mg.l -1 zomergem. < 0,03 0,04 0,04 0,04 0,055 0,07 0,07 0,11 BVR (2010); Penning et al. (2006, 2008) 3.4 Secchi mg.l -1 zomergem. > 1,7/ 1,7/ 1,7/ 3,9 3,9 1,7/ 1,7/ 1,7/ Søndergaard et al. (2005); bodem bodem bodem bodem bodem bodem Penning et al. (2006, 2008) Lg, Lg Ls,Ls Lg,Ls,Ls 3.4 zwevende mg.l -1 zomergem. < 2,5 2,5 2, ,5 2,5 2,5 Søndergaard et al. (2005) Lg stof 3.4/8.4 BZV mg.l p < BVR (2010) 3.4/8.4 CZV mg.l p < BVR (2010) 3.4/8.4 zuurstof mg.l p > BVR (2010) 3.4/8.4 O 2- % max. < BVR (2010) verzadiging 4.3 ph zomergem. > 5,5 5,5 5,5 6,5 6,5 6,5 6,5 6,0 BVR (2010) 8.4 EGV µs.cm p < BVR (2010) 8.4 chloride mg.l p < Synbiosys/Runhaar Lg (2008/2009) 8.4 sulfaat mg.l -1 gem. < BVR (2010); Arts et al. (2007) Ls INBO.R

85 Tabel 23: Abiotische bereiken voor habitattype Op veen is een lagere waarde waarschijnlijk. In italic indien voor bepaalde watertypen afwijkend t.o.v. BVR (2010). Effect(sub) groep Variabele Eenheid Toetswijze Teken Cb Aw-e Ami Ai Referentie Status 3.1 N-depositie kg.ha -1.jaar -1 < van Dobben et al. (2013) Lg 3.4 ph zomergem. < 7,5 8,5 8,5 8,5 BVR (2010); Arts et al. (2007) Ls 3.4 TN mg.l -1 zomergem. < 1,3 1,3 1,3 1,3 BVR (2010) 3.4 TP mg.l -1 zomergem. < 0,04 0,055 0,07 0,09 Körner (2002); Søndergaard et al. (2010); van der Molen et al. (2012) Lg,Lg,Lg 3.4 Secchi mg.l -1 zomergem. > 1,7/bodem 3,9 1,7/bodem 1,7/bodem Søndergaard et al. (2005) Lg 3.4 zwevende stof mg.l -1 zomergem. < 4 2,5 4 4 Søndergaard et al.(2005) Lg 3.4 TP bodem µg.g -1 ds < Wamelink et al. (2014) Ls 3.4/8.4 BZV mg.l p < BVR (2010) 3.4/8.4 CZV mg.l p < BVR (2010) 3.4/8.4 zuurstof mg.l p > BVR (2010) 3.4/8.4 O 2-verzadiging % max. < BVR (2010) 4.3 ph > 6,5 6,5 6,5 6,5 Synbiosys/Runhaar (2008/2009) Lg 5.1 laagste waterstand m > 0,2 0,2 0,2 0,2 Aggenbach et al. (2014) Lg 7.4/8.4 EGV µs.cm p < BVR (2010) 7.4/8.4 chloride mg.l p < BVR (2010) 7.4/8.4 sulfaat mg.l -1 gem. < 50 (15*) (15*) 80 (15*) BVR (2010); Arts et al. (2007); Geurts et al. (2008)* Ls,Ls 86 INBO.R

86 Tabel 24: Abiotische bereiken voor habitattype Op veen is een lagere waarde waarschijnlijk. In italic indien voor bepaalde watertypen afwijkend t.o.v. BVR (2010). Effect(sub)groep Variabele Eenheid Toetswijze Teken Zs Zm Referentie Status 3.1 N-depositie kg.ha -1.jaar -1 gem. < van Dobben et al. (2013) Lg 3.4 kleur mg.l -1 Pt gem. > Søgaard et al. (2003) Lg 3.4 kleur mg.l -1 Pt gem. > Søgaard et al. (2003) Lg 3.4/8.4 zuurstof mg.l p > 6 6 BVR (2010) 3.4/8.4 O 2-verzadiging % max. < BVR (2010) 3.4/8.4 BZV mg.l p < 6 6 BVR (2010) 3.4/8.4 CZV mg.l p < BVR (2010) 4.3 ph zomergem. > 4,5 4,5 BVR (2010) 4.3 EGV µs.cm p < BVR (2010) 5.1 GLG m maaiveld > Wamelink et al. (2014) Ls 8.4 chloride mg.l p < BVR (2010) 8.4 sulfaat mg.l -1 gem. < BVR (2010) 8.4 alkaliniteit meq.l -1 gem. < 0,05 0,05 Bobbink et al. (2007) Lg INBO.R

87 Tabel 25: Abiotische bereiken voor habitattype subtype met sterrekrozen en fonteinkruiden; 2 subtype met waterranonkels. In italic indien voor bepaalde watertypen afwijkend t.o.v. BVR (2010). Effect (sub) groep Variabele Eenheid Toetswijze Teken Bk BkK Bg BgK Rk Rg Rzg Referentie Status 3.1 N-depositie kg.ha -1.jaar -1 < van Dobben et al. (2013) Lg 3.4 ph - mediaan < 7,8 7,8 7,8 7,8 7,8 7,8 7,8 Leyssen et al. (2014) Rt 3.4 ph - zomergem. < 8,5 8,5 8,5 8,5 8,5 8,5 8,5 BVR (2010) 3.4 NO 3 - -N mg.l -1 mediaan < 1,5 1,5 1,5 1,5 1,5 1,5 1,5 Leyssen et al. (2014) Rt 3.4 opo P mg.l -1 mediaan < 0,10 0,07 0,10 0,07 0,11 0,11 0,11 BVR (2010), Leyssen et al. (2014) Rt 3.4 totaalfosfor mg.l -1 zomergem. < 0,14 0,14 0,14 0,14 0,14 0,14 0,14 BVR (2010) 3.4 totaalfosfor mg.l -1 zomergem. < 0,14 0,14 0,14 0,14 0,14 0,14 0,14 BVR (2010) 3.4/8.4 ZS mg.l -1 mediaan < Leyssen et al. (2014) Rp 3.4/8.4 zuurstof mg. L p > BVR (2010) 3.4/8.4 O 2-verzadiging % mediaan > Leyssen et al. (2014) Rp 3.4/8.4 O 2-verzadiging % zomergem. < BVR (2010) 3.4/8.4 BZV mg.l -1 mediaan < Leyssen et al. (2014) Rp 3.4/8.4 EGV µs.cm -1 mediaan < Leyssen et al. (2014) Rt 3.4/8.4 ZS mg.l -1 mediaan < Leyssen et al. (2014) Rp 4.3 ph - zomergem. > 6,5 5,5 6,5 5,5 6,5 6,5 6,5 BVR (2010) 6 stroomsnelheid cm.s -1 mediaan > 5 1 / / / / / / /10 2 Riis et al. (2000); Riis et al. 2000, Cranston & Darby (2004); O'Hare et al. (2010), Steffen et al. (2014) 6 stroomsnelheid cm.s -1 mediaan < Chambers et al. (1991), Riis and Biggs (2003) 8.4 Kjeldahl-stikstof mg. L p < BVR (2010) 8.4 NH 4 + -N mg.l -1 mediaan < 0,6 0,6 0,6 0,6 0,6 0,6 0,6 Leyssen et al. (2014) Rp 8.4 chloride mg.l -1 mediaan < Leyssen et al. (2014) Rt Ls,Lg,Ls,Ls, Ls Lg,Lg 88 INBO.R

88 8.4 sulfaat mg.l -1 zomergem. < BVR (2010) 8.4 totaalstikstof mg.l -1 zomergem. < ,5 2,5 BVR (2010) INBO.R

89 7.5 Heiden Maud Raman Foto 7: Heidevegetatie in de Liereman (Floris Vanderhaeghe). Habitattype 4010: Noord-Atlantische vochtige heide met Erica tetralix Vochtige heide bestaat uit dwergstruikvegetaties met Gewone Dophei, vaak met een goed ontwikkelde moslaag met diverse soorten veenmossen en levermossen. Vochtige heide is een verzameling van een groot aantal verschillende vegetatietypen die meestal in complex voorkomen. Het aantal constante soorten is zeer beperkt. Pijpenstrootje, Gewone dophei en Struikhei hebben een hoge presentie en zijn vaak aspectbepalend. Hun abundanties in de vegetatie zijn zeer gevarieerd (Laurijssens et al. 2007). Vochtige heide komt voor op natte, voedselarme zure zandgrond, soms ook leemhoudend zand of veen. De vegetaties zijn grondwaterafhankelijk. Grondwaterstanden mogen niet te sterk fluctueren. Een kleine daling van de grondwaterstand kan snel een verandering in de (dominante) soorten teweegbrengen. Soortenrijke natte heide vegetaties zijn gebonden aan oligotrofe, zwak gebufferde bodemcondities (Decleer et al. 2007). Dit type komt voor op een bodem met een ph lager dan 4,5. Deze bodems bevinden zich in een aluminiumbufferrange (hogere concentraties van aluminium en amonium) hetgeen speciale aanpassingen vraagt van de planten die er voorkomen (Kleijn et al. 2008). 90 INBO.R

90 Natte heide is gevoelig voor verdroging. Mogelijke effecten van verdroging zijn: minder vocht beschikbaar in de wortelzone. Vooral veenmosrijke vegetaties zijn hiervoor gevoelig; minder denitrificatie met verhoogde ammoniumconcentraties in de bodem als gevolg; verhoogde mineralisatie van organische stof, waardoor meer nutriënten (N en P) beschikbaar komen voor de vegetatie; vermindering van de opbolling van het grondwaterpeil in dekzandruggen waardoor zijdelings minder (lang) grondwater doorstroomt naar aangrenzende laagten. Dit is nadelig voor soorten die van zulke laterale, vaak CO 2 -rijke kwel afhankelijk zijn, zoals beenbreek, veldrus en veenmossen (De Graaf et al. 1994, Beije et al. 2013). In vochtige heiden waarin de aanvoer van bufferende stoffen stopt als gevolg van een verminderde toevoer van grondwater treedt al gauw verzuring op. Een andere oorzaak van verzuring is de oxidatie van zwavel, ammonium, ijzer en mangaan als gevolg van dalende waterstanden in de zomer en de daarmee gepaard gaande betere doorluchting van de bodem. Vooral voor soortenrijke heiden is naast vermesting ook bodemverzuring een groot probleem. Deze verzuring is veelal veroorzaakt door de depositie van zwavel- en stikstofverbindingen of door verminderde invloed van (licht) gebufferd grondwater (Roelofs et al., 1993). Dit leidt tot het verdwijnen van veel karakteristieke en bedreigde plantensoorten gebonden aan zwakgebufferde omstandigheden. Klokjesgentiaan, Gevlekte orchis en Heidekartelblad zijn soorten die het eerst verdwijnen door verzuring. Wat meespeelt is dat deze soorten eveneens gevoelig zijn voor hoge concentraties ammonium. Deze stof hoopt zich op zodra de ph daalt beneden 4,5 (Van den Berg & Roelofs 2005; Dorland et al. 2005). Soortenarme, zure natte heiden zijn gevoelig voor vermesting. Als gevolg van atmosferische depositie van stikstofverbindingen en mineralisatie door verdroging is er een toename van de hoeveelheid beschikbare nutriënten (De Graaf et al. 1994). Korstmossen en mossen worden reeds bij lage deposities nadelig beïnvloed. Bij hogere deposities hebben eerst enkele soorten als Gewone dophei en Veenpluis de neiging om sterk te gaan domineren. Vervolgens worden ook deze soorten op hun beurt verdrongen door Pijpenstrootje (Bobbink et al. 2010). Pijpenstrootje heeft geen last van vergiftiging door hoge concentraties ammonium die ontstaan bij ph < 4,5 (Beije et al. 2013). Vermesting en verzuring kunnen, behalve als gevolg van verdroging, ook optreden als gevolg van toestroming van grondwater dat is belast met meststoffen uit aangrenzende landbouwgronden. Met het toestromend grondwater komen meer nutriënten (vooral nitraat en ammonium) beschikbaar in de wortelzone. Verzurende effecten zijn te verwachten als het grondwater rijk is aan nitraat, ijzer en zwavel en waarbij tijdens droge perioden zuur wordt gevormd door oxidatie van pyriet (Beije et al. 2013). INBO.R

91 Tabel 26: Abiotische bereiken voor het habitattype Effect (sub) groep Groep variabele Variabele Eenheid Teken Toetswijze Abiotisch bereik Referenties 3.1 Luchtkwaliteit N-depositie kg N/ha/jaar < grenswaarde 17 Van Dobben et al Lg 3.2 Bodem C/N - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Bodem N_tot kg/ha 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr. 0,086-0,24 Hayati & Proctor 1991; Jansen,A.J.M. et al. 1996; Wamelink et al. 2014; Wouters et al Jansen,A.J.M. et al. 1996; Wamelink et al. 2014; Wouters et al Bodem P_tot kg/ha 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Inbo 2014; Wamelink et al Rp,Ls 3.2 Bodem P_Olsen mg P/kg luchtdroge bodem O.G.-B.G. min/max 0,5-2,02 Wouters et al Rr 3.2 Bodem N_NH4 mg N/kg droge bodem 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr. 3,2-22 De Graaf et al. 2009; Wouters et al Ls,Rr 3.2 Bodem P_AUM mg P/kg luchtdroge bodem O.G.-B.G. min/max 0,75-6,22 Wouters et al Rr Ondiep grondwater Ondiep grondwater N_NO3 mmol/m² O.G.-B.G. min/max 0,02-0,05 Wouters et al Rr K mg/l O.G.-B.G. min/max 0,53-2,41 Wouters et al Rr 4.2 Bodem ph_h2o - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr. 4,4-5,8 Hayati & Proctor 1991; Jansen,A.J.M. et al. 1996; De Graaf 2004; De Graaf et al. 2009; Inbo 2014; Wamelink et al Bodem Cond µs/cm (25 C) O.G.-B.G. min/max 23,3-59,2 Wouters et al Rr 5.1/5.2 Hydrologie GG m onder maaiveld 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr. 0,14-0,57 Goebel, W. 1996; Wouters et al Ls,Rr 5.1/5.2 Hydrologie GHG m onder maaiveld 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr. 0,036-0,31 Wamelink et al. 2014; Wouters et al Ls,Rr 5.1/5.2 Hydrologie GLG m onder maaiveld 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr. 0,23-1,1 Wamelink et al. 2014; Wouters et al Ls, Rr 5.1/5.2 Hydrologie GVG m onder maaiveld 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr. 0,029-0,42 Wamelink et al. 2013, 2014; Wouters et al Lg,Ls,Rr 7.3 Ondiep grondwater Cl mg/l O.G.-B.G. min/max 4,01-57,2 Wouters et al Rr 8.2 Bodem Zn_tot mg/kg luchtdroge bodem O.G.-B.G. min/max 4,67-18,5 Wouters et al Rr 8.2 Bodem Co_tot mg/kg luchtdroge bodem O.G.-B.G. min/max 0,25-1,12 Wouters et al Rr Status Ls,Ls,Ls,Rr Ls, Ls, Rr Ls,Ls,Ls,Ls,Rp,Ls 92 INBO.R

92 Habitattype 4030: Droge Europese heide Het habitattype betreft begroeiingen met dominantie van struikhei al dan niet in combinatie met andere dwergstruiken, grassen en mossen. De vegetatie is soortenrijker naarmate de bodem beter gebufferd is tegen verzuring (Decleer et al. 2007). Het habitattype komt meestal voor op droge, zure, voedselarme zandgronden. Droge heiden kunnen ook voorkomen op iets voedselrijkere bodems als lemig zand en zijn grondwateronafhankelijk, waarbij het grondwater meer dan een meter onder het maaiveld kan wegzakken (Decleer et al. 2007). Oude heide met een compacte humuslaag kan meer water vasthouden (Beije et al. 2012). Het habitattype is gevoelig voor vermesting. Stikstof is in het algemeen de beperkende factor voor de groei van heideplanten. Een verhoogde hoeveelheid van beschikbare nutriënten als gevolg van atmosferische depositie van stikstofverbindingen zorgt voor een versnelde groei van struikhei, waardoor de schaduwwerking toeneemt en mossen en korstmossen sterk afnemen in bedekking. Tegelijkertijd is sprake van een toenemende hoeveelheid organisch materiaal en stikstof in en op de bodem, terwijl er nauwelijks of geen stikstof uitspoelt. Na een accumulatieperiode van 1-2 decennia komt veel stikstof beschikbaar in de wortelzone waardoor grassen zoals Bochtige smele en Pijpenstrootje een sterkere concurrentiepositie krijgen ten opzichte van struikheide (o.a. Roelofs, 1986; Aerts & Berendse, 1988; Aerts & Heil, 1993; Bobbink et al., 1998b). Naast de beschikbaarheid van stikstof speelt ook de relatie met de beschikbaarheid van fosfaat een rol. Waar meer fosfaat beschikbaar is er een lagere N/P verhouding wat resulteert in een groter effect van stikstofdepositie: een veel kortere heidecyclus en meer vergrassing (Beije et al. 2012). Vergrassing treedt vooral op nadat struikheideplanten zijn beschadigd door droogte, vorstschade of een heidekeverplaag. Ook deze laatstgenoemde processen worden waarschijnlijk bevorderd door stikstofdepositie (Bobbink et al. 2003). Ondanks dat de van nature zure bodems onder droge heiden is in soortenrijke heiden naast vermesting vooral bodemverzuring een groot probleem. Deze verzuring is veelal veroorzaakt door de depositie van zwavel- en stikstofverbindingen. Dit leidt tot het verdwijnen van veel karakteristieke en bedreigde plantensoorten. De abiotische condities van deze terreinen is dan niet langer geschikt voor kieming en vestiging van deze soorten (De Graaf et al., 1994; Roelofs et al., 1996; Bobbink et al., 1998a). Een algemene soort zoals struikheide is ongevoelig voor ammonium (en aluminium) en kan onder de meest zure omstandigheden voorkomen (Beije et al. 2012). Veel korstmossen zijn gevoelig voor de directe effecten van stikstofdepositie, met name in de vorm van ammonium (Beije et al. 2012). INBO.R

93 Tabel 27: Abiotische bereiken voor het habitattype Effect (sub) groep Groep Variabele Eenheid Teken Toetswijze Abiotisch bereik Referenties 3.1 Luchtkwaliteit N-depositie kg N/ha/jaar < grenswaarde 15 Van Dobben et al Lg 3.2 Bodem C/N - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Bodem N_tot kg/ha 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr. 0,033-0,12 Jansen,A.J.M. et al. 1996; Inbo 2014; Wamelink et al Jansen,A.J.M. et al. 1996; Inbo 2014; Wamelink et al Bodem P_tot kg/ha 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Wamelink et al. 2014; Wouters et al Ls, Rr 3.2 Bodem N_NH4 3.3 Ondiep grondwater mg N/kg droge bodem 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr. 0,29-6,3 De Graaf et al. 2009; Inbo 2014 Ls, Rp K mg/l O.G.-B.G. min/max 1,04-6,77 Wouters et al Rr 4.2 Bodem ph_h2o - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr. 4,1-5,3 Jansen,A.J.M. et al. 1996; Roelofs,J.G.M. et al. 1996; De Graaf 2004; De Graaf et al. 2009; Inbo 2014; Wamelink et al Bodem Al/Ca - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr. 2,1-12 Roelofs,J.G.M. et al. 1996; De Graaf et al Ls, Ls 4.2 Bodem BV mmol/m² 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr. 1,2-7 Jansen,A.J.M. et al. 1996; De Graaf et al Ls, Ls 4.2 Bodem Ca_AgTU mmol/m² 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr. 0,0075-2,7 4.2 Ondiep grondwater 5.1/5.2 Hydrologie GHG 5.1/5.2 Hydrologie GVG 7.3 Ondiep grondwater 8.2 Bodem Cr_tot 8.2 Bodem Co_tot Jansen,A.J.M. et al. 1996; De Graaf et al. 2009; Wamelink et al IR % O.G.-B.G. min/max 24,1-73,2 Wouters et al Rr m onder maaiveld m onder maaiveld Status Ls, Rp, Ls Ls, Rp, Ls Ls, Ls, Ls, Ls, Rp, Ls Ls, Ls, Ls 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr. 0,49-1,6 Goebel, W. 1996; Inbo 2014; Wamelink et al Ls, Rp, Ls 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr. 0,51-1,1 Inbo 2014; Wamelink et al Rp, Ls Cl mg/l O.G.-B.G. min/max 2,88-17,4 Wouters et al Rr mg/kg luchtdroge bodem mg/kg luchtdroge bodem O.G.-B.G. min/max 2,42-24,4 Wouters et al Rr O.G.-B.G. min/max 0,25-1,06 Wouters et al Rr 94 INBO.R

94 7.6 Thermofiel struikgewas Maud Raman Foto 8: Jeneverbesstruweel te Heiderbos te As (Valérie Goethals) Habitattype 5130: Juniperus communis-formaties in heide of kalkgrasland In Vlaanderen komen jeneverbesstruwelen voornamelijk voor op droge matig zure tot zure, voedselarme zandgronden en in mindere mate op droge kalkgronden. De circa 3 resterende groeiplaatsen van deze soort situeren zich voornamelijk op het Kempens plateau in Limburg (Gruwez 2010). Gezien het voorkomen van deze struwelen in Vlaanderen en gezien er geen literatuur of data beschikbaar was voor jeneverbesstruwelen op droge kalkgronden zijn in dit rapport enkel gunstig abiotische bereiken gegeven voor jeneverbesstruwelen van heide en stuifzandgebieden op pleistocene zandgronden. Ze vormen een overgangsstadium tussen droge heide en eikenberkenbossen. Jeneverbes is een plant van droge, voedselarme, licht minerale grond, maar kan sporadisch ook onder vochtigere condities voorkomen in dopheivegetaties aan de voet van stuifzandruggen. Een te hoge grondwatertafel in de winter is nefast voor het wortelstelsel (Knol en Nijhof 2004, Adriaenssens 2006). De jeneverbes kende eeuwenlang een ruime verspreiding in Vlaanderen, maar de laatste decennia is er een aanzienlijke afname van jeneverbesstruiken en populaties omwille van het verdwijnen van geschikt habitat, degradatie door verruiging en verbossing (jeneverbes heeft een hoge lichtbehoefte en lage concurrentiekracht) en gebrekkige verjonging (Verheyen 2005). Door het uitblijven van verjonging bestaan veel populaties enkel nog uit oude, niet vitale struiken. Gruwez (2010) onderzocht de staat van instandhouding van Vlaamse jeneverbesstruwelen aan de hand 6 populatiekenmerken. 60 van de 68 populaties hadden een ongunstige toestand. Gebrekkige verjonging was hiervoor de belangrijkste oorzaak. Dit zou in belangrijke mate veroorzaakt worden door de gebrekkige zaadvitaliteit INBO.R

95 (Verheyen 2009), maar kan ook veroorzaakt zijn door het uitblijven van perioden van intensieve begrazing, verdwijnen van stuifzanddynamiek (verzuring), (konijne)vraat en droogtestress (Hommel 2009, Drees 2011). Zowel in Vlaanderen als in Nederland zijn effecten van omgevingsfactoren op het verjongingsproces in beeld gebracht. In verschillende proefopzetten werd een opsplitsing gemaakt tussen standplaatsen zonder verjonging en standplaatsen met verjonging. Deze laatste groep werd in kader van dit rapport beschouwd als zijnde standplaatsen in een gunstige toestand. Indien mogelijk werden ranges voor milieukarakteristieken van deze groep weergegeven of één enkele grenswaarde die de grens aangeeft tussen beide groepen. Bodemverzuring lijkt een rol te spelen in het verstoorde verjongingsproces van jeneverbes. Een sterk verhoogde stikstofdepositie kan leiden tot bodemverzuring resulterend in ammoniumophoping en aluminiummobilisatie. Verheyen et al. (2005) toonde het verband tussen de achteruitgang van jeneverbes en de toename van pijpestrootje (Molinia caerulea) dat doorgaans domineert op stikstofrijke zure heidebodems. Planten als pijpestrootje kunnen voor beschaduwing zorgen en de ontwikkeling van kiemplanten hinderen. Verder zijn ammonium en aluminium bij lage ph toxisch voor de kruiden uit het droge heide milieu (Lucassen et al. 2011). Lucassen et al. (2011) onderzochten verschillende locaties met verschilende gradaties van verjonging. De basenverzadiging nam af met toenemende verjonging: 42% en 32% voor locaties met respectievelijk veel en weinig kiemplanten versus 23% op locaties zonder verjonging. Deze verlaging van de basenverzadiging is doorgaans voor het grootste deel toe te schrijven aan de hoge zwavelzuurdepositie tussen 1950 en 1990 en sinds 1970 speelt ook de hoge stikstofdepositie een toenemende belangrijke rol. Door de hoge basenverzadiging heeft meer nitrificatie kunnen plaats vinden in gebieden met verjonging, waardoor de concentratie ammonium aan het bodemcomplex zeer laag is. Ook heeft in mindere mate verwering van alumium(hydr)oxiden plaatsgevonden: lage Al/Ca ratio. De Al/Ca-ratio van het bodemcomplex neemt toe met afnemende verjongingsgraad. Het is een indicatie voor de mate van aluminiumtoxiciteit in zwak gebufferde tot zure milieus. Op locaties met verjonging kwam vaak borstelgras (Nardus stricta), die alleen voorkomt bij een lage Al/Ca ratio (Lucassen et al. 2011). Lucassen et al. (2011) beklemtonen het belang van een voldoende hoge basenverzadiging in de bodemtoplaag voor de overleving van kiemplanten en ook in de diepere bodemlaag voor de levensvatbaarheid van bessen. Verder werd door Lucassen ook de chemie van naalden en bessen onderzocht. Zo bleek de hogere Al beschikbaarheid in de bodem op locaties zonder verjonging samen te gaan met lagere Ca, K en P concentraties in naalden en bessen. Dit zou een direct gevolg kunnen zijn van directe schade aan het wortelstelsel, inclusief aanwezige mycorrhizaschimmels die doorgaans de P opname verzorgen. De verhoogde Al concentratie in de zaden kan een toxisch effect hebben op het zich ontwikkelende embryo. Daarnaast kan een lagere P en hogere N/P en N/K ratio in de zaden ook een nadelig effect kunnen hebben op het zich ontwikkelende embryo. In de bodem bleek Olsen-P juist af te nemen met afnemende verjonging (Lucassen et al. 2003; 2011). Hommel (2013) vond relatief veel kiemplanten bij een lage calcium-bezetting, een relatief hoge CEC, een hoog organisch stofgehalte, een hoog leemgehalte en/of een hoog P- totaalgehalte. Gronden zonder grondwaterinvloed met een hoger leemgehalte leiden tot een significant groter kiemsucces. Smits et al. (2012) geven aan dat de droogste standplaatsen minder geschikt zijn voor kieming. Hommel et al. (2011) geven een ph-bereik (ph-kcl) van Smits et al. (2012) spreken van een ph-optimum voor kieming van jeneverbes. Bij lagere waarden wordt de bodem te zuur, bij hogere waarden te schraal (fosfaatbuffering). De sterftekans van kiemplanten zou significant groter zijn na bekalking dan in niet-bekalkte proefvlakken. 96 INBO.R

96 Tabel 28: Abiotische bereiken voor het habitattype Effect (sub) groep Groep variabele Variabele Eenheid Teken Selectie gunstig Toetswijze Abiotisch bereik Status Referentie 3.1 luchtkwaliteit N kg N/ha/j < 15 Lg Van Dobben et al bodem K_uitw mg/kg percentiel 6,2-23,1 Ls Wamelink et al bodem N_NH4 mg /kg < 90-percentiel 13,819 Ls Wamelink et al bodem N_NO3 mg /kg < 90-percentiel 1,819 Ls Wamelink et al bodem N_tot % < 90-percentiel 1472 Ls Wamelink et al bodem NH4/NO3 < proefvlakken met verjonging min-max 0,00-0,26 Ls Hommel et al bodem N_Kjeldahl mg/100g < proefvlakken met verjonging max 41 Ls Hommel et al bodem P_tot mg/kg < 90-percentiel 472,6 Ls Wamelink et al bodem C/N percentiel 20,1-27,5 Ls Wamelink et al bodem C/P proefvlakken met verjonging min-max Ls Hommel et al bodem Al/Ca < weinig-veel verjonging bovengrens 3 Ls Lucassen et al bodem BV % > weinig-veel verjonging ondergrens 31 Ls Lucassen et al bodem Ca_uitw mg/kg percentiel 1,6-53,9 Ls Wamelink et al bodem Ca-bezetting % meting, N=2 0,3-21,9 Ls Hommel et al bodem H/Ca proefvlakken met verjonging min-max 11/13 Ls Hommel et al bodem ph_kcl - proefvlakken met verjonging min-max 2,9-4,5 Ls Hommel et al bodem ph percentiel 3,6-4,57 Lr Wamelink et al /5.2 waterkwantiteit GHG m boven maaiveld percentiel - 0,10-0,15 Ls Wamelink et al /5.2 waterkwantiteit GLG m boven maaiveld percentiel - 0,19-0,25 Ls Wamelink et al /5.2 waterkwantiteit GVG m boven maaiveld percentiel - 0,05-0,09 Ls Wamelink et al /5.2 waterkwantiteit vocht % percentiel 1-9,1 Ls Wamelink et al bodem Al µmol/l < weinig-veel verjonging bovengrens 1250 Ls Lucassen et al INBO.R

97 7.7 (Half-)natuurlijke graslanden Maud Raman Foto 9: Blauwgrasland in Dommelvallei (Maud Raman). Habitattype 6120: Kalkminnend grasland op dorre zandbodem Tabel 29: Abiotische bereiken voor het habitat(sub)type 6120 Effect (sub) groep Groep Variabele Eenheid Teken Toetswijze 3.1 Luchtkwaliteit N-depositie kg N/ha/jaar 3.2 Bodem P_tot kg/ha 5%-95% Abiotisch bereik Referenties < grenswaarde 18 Van Dobben et al Lg 5-95% percentiel freq.distr Maas,G.J. et al. 2003; Wamelink et al Status Ls, Ls 98 INBO.R

98 Habitattype 6210: Droge half-natuurlijke graslanden en struikvormende faciës op kalkhoudende bodems (Festuco-Brometalia) Kalkgraslanden van de klasse Festuco-Brometea zijn zeer divers met veel karakteristieke soorten (Bobbink 1991) maar in Vlaanderen nauwelijks nog te vinden (Raman 2001, Zwaenepoel 2002). De grootste milieudruk voor kalkgraslanden is wellicht een verhoogde stikstofbeschikbaarheid. In N-gelimiteerde kalkgraslanden wordt veel stikstof vastgehouden en gaat er nauwelijks N verloren via uitloging. N-mineralisatiesnelheden kunnen wel toenemen als gevolg van verhoogde N-input. Wanneer de condities fosfor gelimiteerd zijn, zijn de N mineralisatie en nitrificatie toegenomen en wordt een trage respons van de vegetatie vastgesteld. Een verlies van soorten wordt dan eerder geassocieerd met verzuring en een verlaagde basenverzadiging. Enkel wanneer er N-verzadiging is in ondiepe bodems, is er meer uitloging. Maar dan nog blijft veel N in het systeem (Bobbink 1991). In N-gelimiteerde kalkgraslanden wordt een toegenomen N-beschikbaarheid vaak gekenmerkt door een sterke groei van forse grassen (Bobbink 1991). Welke soort(en) gaan domineren hangt mede af van de lokale soortensamenstelling. In Nederland en Wallonië gaat een verhoogde N en P input gepaard met een sterke toename van Brachypodium pinnatum. De opname van N is zeer efficiënt na N-bemesting door de toename van de wortelgroei, een hogere graad van infectie van de wortels door mycorrhiza en een meer efficiënt opnamesysteem. Tevens kan de soort zijn P-huishouding aanpassen door mobilisatie van extra nutriënten vanuit de ondergrondse delen, verlagen van P-concentraties in de plant (toename van de N/P ratio) en opname van extra P vanuit de bodem (Bobbink 1989, 1991). Volgens Bobbink (1988, 1991) en Willems (1993) is Brachypodium pinnatum zeer efficiënt in het terugtrekken van nutriënten vanuit oude bladeren naar een goed ontwikkeld rhizoomsysteem. Voor andere kalkgraslandplanten werd door Bobbink (1991) weinig wortelgroei waargenomen bij N-bemesting, maar veel wortelgroei bij P-bemesting. Mogelijks wordt de wortelgroei van planten die zich ontwikkeld hebben in N-gelimiteerde systemen via selectie gestimuleerd totdat de N-behoefte is verzadigd. In Vlaanderen wordt kalkgrasland vaak in een sensu-latu betekenis gebruikt. Het betreft óf heischraal grasland met kalksoorten (zie 6230_hnk), beweide kamgraslanden op kalksteenhoudende klei- of leemgrond (6510_huk), glanshaververbond met kalksoorten (6510_hu) of duingrasland van kalkrijk milieu (2130_hd) (Zwaenepoel 2002). INBO.R

99 Tabel 30: Abiotische bereiken voor het habitat(sub)type Effect (sub) groep Groep Variabele Eenheid Teken Toetswijze Abiotisch bereik Referenties 3.1 Luchtkwaliteit N-depositie kg N/ha/jaar < grenswaarde 21 Van Dobben et al Lg 3.2 Bodem C/N - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 8,9-21 Bernhardt et al. 2009; Wamelink et al Ls, Ls 3.2 Bodem N_NH4 mg N/kg 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 1,1-5,3 Smits, N.A.C. et al 2010; Smits, N.A.C. et al. 2010; Ceulemans T Ls, Ls, Rp 3.2 Bodem N_tot kg/ha 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0, ,28 Bernhardt et al. 2009; Smits, N.A.C. et al 2010; Wamelink et al Ls, Ls, Ls 4.2 Bodem ph_h2o - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 6,9-8,6 Smits, N.A.C. et al 2010; Smits, N.A.C. et al. 2010; Ceulemans T. 2012; Wamelink et al Status Ls, Ls, Rp, Ls 100 INBO.R

100 Habitattype 6230: Soortenrijke heischrale graslanden op arme bodems van berggebieden (en van submontane gebieden in het binnenland van Europa) Heischrale graslanden zijn vegetaties op arme, meestal zure bodems, waarin grassen of lokaal ook grasachtigen (zeggen, russen) domineren, maar kruiden en dwergstruiken eveneens talrijk aanwezig zijn. Heischrale graslanden ontstonden als resultaat van extensief landbouwkundig gebruik van terreinen als gras- en hooiland in grote delen van West- en Centraal Europa. De jaarlijkse afvoer van de voedingselementen stikstof (N) en fosfor (P) door hooien, soms gecombineerd met begrazing, en gebrekkige bemesting, resulteerden in het ontstaan van typische, weinig productieve, soortenrijke plantengemeenschappen aangepast aan bijzonder voedselarme bodems. Heischrale graslanden komen in verschillende variaties voor op uiteenlopende bodemtypen: op hogere zandgronden en in de duinen komen heischrale graslanden op zowel relatief droge (6230_ha, 6230_hn) als vochtige standplaatsen (6230_hmo). In oostelijk Limburg kan heischraal grasland worden aangetroffen worden op kalkhellingen waar de bodem is bedekt met een laag kalkarm materiaal afkomstig van hoger op de helling (6230_hnk). In laagveengebieden kan het voorkomen in licht verzuurde en verdroogde (voormalige) blauwgraslanden. Eén van de belangrijkste milieudrukken voor dit graslandtype is vermesting: de aanrijking met voedingsstoffen (voornamelijk stikstof en fosfor) afkomstig van landbouw, verkeer en industriële activiteit (Ceulemans et al. 2009). Algemeen wordt gesteld dat de vegetatie van heischrale graslanden in hun groei beperkt worden door stikstof (Acherman & Bobbink 2003). De hoge stikstofdepositie van de afgelopen decennia heeft geleid tot een sterke toename in de beschikbaarheid van stikstof voor planten (Roelofs 1986, Bobbink et al. 1998). Meestal leidt dit uiteindelijk tot vergrassing met sterke overheersing van Bochtige smele of Gewoon struisgras onder droge omstandigheden. Natte terreinen kunnen veranderen in eenvormige velden van Pijpenstrootje (De Graaf et al. 1994). Op de kalkrijkere bodems kan Gevinde kortsteel profiteren van een verhoogde input van nutriënten. Resultaten van onderzoek van Ceulemans (2009) suggereren echter dat de soortenrijkdom van heischrale graslanden in de eerste plaats een functie is van de fosforbeschikbaarheid in de bodem. Hogere biomassaproductie, en dus waarschijnlijk competitieve verdringing van kenmerkende plantensoorten, blijkt ook in verband te staan met hogere fosforbeschikbaarheid. Een beperkte soortenanalyse geeft eveneens aan dat het voorkomen van kenmerkende plantensoorten van heischrale graslanden voornamelijk afhangt van de fosforbeschikbaarheid. De meest bedreigde soorten in deze analyse (Bevertjes en Gewone vleugeltjesbloem) komen alleen voor bij zeer lage fosforbeschikbaarheden (ong. 1 mg P/kg). Bodemverzuring is een belangrijke oorzaak van de achteruitgang van de droge en natte heischrale graslanden. Er zijn twee mogelijke oorzaken. Verzurende atmosferische depositie van eerst zwavel en later vooral stikstofverbindingen leidt tot uitloging van basische kationen in de bodem. Daarnaast kan verdroging in natte heischrale graslanden eveneens leiden tot verzuring. Verzuring van de heischrale graslanden heeft twee effecten. Er treedt er een verschuiving op in het bufferingsmechanisme. De zuurbuffering door uitwisseling van basische kationen zoals calcium, magnesium en kalium aan het adsorptiecomplex maakt plaats voor buffering door het oplossen van aluminiumverbindingen, de aluminiumbuffering. Het omslagpunt ligt ongeveer bij ph=4,5. De basische kationen gaan in oplossing en spoelen uit naar diepere bodemlagen. Daarmee wordt de beschikbaarheid van voor de plant belangrijke voedingsstoffen als calcium, magnesium en kalium verlaagd. De concentraties van metalen, vooral aluminium (Al 3+ ), in het bodemvocht stijgen. Voor veel plantensoorten van heischrale graslanden zijn deze ionen toxisch, zeker als er weinig calcium of kalium aanwezig is. Het tweede effect van de verzuring is de daling van de mineralisatie- en nitrificatiesnelheid. Dit leidt zowel tot een sterkere accumulatie van strooisel. In het INBO.R

101 bodemvocht neemt de nitraatconcentratie af, terwijl de ammoniumgehalten stijgen. Karakteristieke soorten van heischrale graslanden, zijn niet bestand tegen hoge ammoniumconcentraties in het bodemvocht bij lage ph's. Ze zullen dus bij verzuring verdwijnen (De Graaf et al. 1994). Verdroging is een probleem in natte heischrale graslanden. Het leidt tot lagere grondwaterstanden en minder kwelinvloed. De concurrentiepositie van vochtminnende soorten verslechtert en geleidelijk nemen soorten uit het droge milieu toe. Een versnelde afbraak van het organisch materiaal resulteert in een hogere beschikbaarheid van voedingsstoffen. Hierdoor kunnen ruigtesoorten gestimuleerd worden. Verdroging kan zoals reeds eerder gezegd ook leiden tot bodemverzuring, aangezien in natte heischrale graslanden de buffercapaciteit van de bodem vooral op peil wordt gehouden door regelmatige aanvoer van zwak gebufferd lokaal grondwater naar de wortelzone. Wanneer de grondwateraanvoer niet meer of in mindere mate plaats vindt, resulteert dit in een lagere basenbezetting van het adsorptiecomplex en uitputting van kationuitwisseling. 102 INBO.R

102 Tabel 31: Abiotische bereiken voor het habitattype Habitat (sub)type Effect (sub) groep Groep Variabele Eenheid Teken Toetswijze Abiotisch bereik Referenties Bodem C/N - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Stevens et al. 2011; Wamelink et al Ls, Ls Bodem N_tot kg/ha 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,062-0,43 Stevens et al. 2011; Wamelink et al Ls, Ls Bodem P_Olsen mg P/kg luchtdroge bodem 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,96-12 Stevens et al. 2011; Tilley, M Ls, Ls Bodem P_tot kg/ha 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Tilley, M. 2014; Wamelink et al Ls, Ls Bodem N_NO3 mmol/m² 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,028-2,1 Stevens et al. 2011; Tilley, M Ls, Ls Bodem ph_h2o - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 4,6-5, Bodem Ca_AgTU mmol/m² 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,38-8,4 Smits,N.A.C. et al. 2004; Stevens et al. 2011; Tilley, M. 2014; Wamelink et al Smits,N.A.C. et al. 2004; Stevens et al. 2011; Wamelink et al _ha 3.1 Luchtkwaliteit N-depositie kg N/ha/jaar < grenswaarde 12 Van Dobben et al Lg 6230_hmo 3.1 Luchtkwaliteit N-depositie kg N/ha/jaar < max 10 Van Dobben et al Lg 6230_hmo 3.2 Bodem C/N - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Ceulemans T. 2012; Inbo 2014 Rp, Rp 6230_hmo 3.2 Bodem N_tot kg/ha 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,067-0,26 Ceulemans T. 2012; Wouters et al Rp, Rr 6230_hmo 3.2 Bodem N_NH4 mg N/kg droge bodem 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 1,9-21 De Graaf et al. 2009; Ceulemans T. 2012; Wouters et al _hmo 3.2 Bodem P_tot kg/ha O.G.-B.G. min/max Wouters et al Rr 6230_hmo 4.2 Bodem ph_h2o - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 4,5-7 De Graaf 2004; De Graaf et al. 2009; Ceulemans T. 2012; Inbo _hmo 4.2 Bodem Ca_AgTU mmol/m² 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 3-14 Ceulemans T. 2012; Inbo 2014 Rp, Rp 6230_hmo 5.1/5.2 Hydrologie GLG m onder maaiveld < max 1 Goebel, W Ls 6230_hn 3.1 Luchtkwaliteit N-depositie kg N/ha/jaar < grenswaarde 12 Van Dobben et al Lg 6230_hn 3.2 Bodem N_tot kg/ha 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,054-0,15 Smits, N.A.C. et al 2010; Inbo 2014 Ls, Rp 6230_hn 3.2 Bodem N_NO3 mmol/m² 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0, _hn 3.2 Bodem N_NH4 mg N/kg droge bodem 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,4-6,1 De Graaf et al. 2009; Smits, N.A.C. et al 2010; Smits, N.A.C. et al De Graaf et al. 2009; Smits, N.A.C. et al 2010; Smits, N.A.C. et al. 2010; Inbo 2014 Status Ls, Ls, Ls, Ls Ls, Ls, Ls Ls, Rp, Rr Ls, Ls, Rp, Rp Ls, Ls, Ls Ls, Ls, Ls, Rp INBO.R

103 Habitat (sub)type Effect (sub) groep Groep Variabele Eenheid Teken Toetswijze Abiotisch bereik Referenties 6230_hn 3.2 Bodem C/N - O.G.-B.G. min/max 15,7-23,1 Wouters et al Rr 6230_hn 4.2 Bodem Al/Ca - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,79-7 Roelofs,J.G.M. et al. 1996; De Graaf et al Ls, Ls 6230_hn 4.2 Bodem Ca_AgTU mmol/m² O.G.-B.G. min/max 0,1-4,53 Wouters et al Rr 6230_hn 4.2 Bodem ph_h2o - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 4,5-6,5 6230_hn 8.2 Bodem Cr_tot 6230_hmo 8.2 Bodem Co_tot mg/kg luchtdroge bodem mg/kg luchtdroge bodem Roelofs,J.G.M. et al. 1996; De Graaf 2004; De Graaf et al. 2009; Smits, N.A.C. et al 2010; Smits, N.A.C. et al. 2010; Inbo 2014 O.G.-B.G. min/max 4,85-14,9 Wouters et al Rr O.G.-B.G. min/max 0,25-2,18 Wouters et al Rr 6230_hnk 3.1 Luchtkwaliteit N-depositie kg N/ha/jaar < max 12 Van Dobben et al Lg 6230_hnk 3.2 Bodem C/N - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Smits,N.A.C. et al. 2004; Ceulemans T Ls, Rp 6230_hnk 3.2 Bodem N_NH4 mg N/kg droge bodem 6230_hnk 4.2 Bodem ph_h2o - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 5,4-7 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 4,2-11 Smits, N.A.C. et al. 2010; Ceulemans T Ls, Rp Smits,N.A.C. et al. 2004; Smits, N.A.C. et al. 2010; Ceulemans T Status Ls, Ls, Ls, Ls, Ls, Rp Ls, Ls, Rp Rp 104 INBO.R

104 Habitattype 6410: Grasland met Molinia op kalkhoudende, venige of lemige kleibodem (Molinion caeruleae) Blauwgraslanden zijn gebonden aan vaak venige en/of lemige bodems met een neutraalbasisch karakter en een lage nutriëntenbeschikbaarheid die s winters plasdras staan en s zomers oppervlakkig uitdrogen (Beije et al. 2012, Vanderhoek 2005). Blauwgraslanden zijn gelegen in kwelgebieden met een continue toestroming van grondwater, waarvan de chemische samenstelling nauwelijks fluctueert. Hierdoor wordt de beschikbaarheid van nutriënten en de concentratie van protonen op een laag niveau gebufferd (Vanderhoek 2005). Ook de Veldrusassociatie gekenmerkt door het gezamenlijk voorkomen van Klein glidkruid en Veldrus wordt tot dit habitattype gerekend. Dit subtype komt voor op (zwak) zure venige zandgronden met lateraal bewegend grondwater. Het betreft vaak standplaatsen met ondiepe, basenarme kwel die s winters sporadisch onder water kunnen staan (Decleer (Ed.) 2007). Het habitattype heeft een optimaal ph-bereik tussen 5,0 en 6,5 (ph-h 2 O) (Runhaar et al. 2009). Door verdroging zijn de soortenrijke natte schraalgraslanden op veel plaatsen voedselrijker geworden en/of verzuurd. Verlaging van grondwaterstanden resulteert in een mineralisatie van het organisch materiaal, waardoor extra stikstof voor de vegetatie beschikbaar wordt. Vanderhoek (2005) onderzocht de biomassaproductie en de soortensamenstelling op enkele locaties in een blauwgrasland met verschillen in drainage intensiteit. Bij een beperkte beschikbaarheid van nutriënten en afvoer van mineralen door hooibeheer bleek de toename van de bovengrondse biomassaproductie gering te zijn in de eerste tien jaar. Een verminderende aanvoer van basenrijk grondwater kan leiden tot verzuring. Er zijn dan meer oxidatieprocessen mogelijk, waardoor netto zuur wordt gegenereerd. Vaak worden ook kationen uit de toplaag van de bodem uitgespoeld en wordt een lens van ongebufferd regenwater in de toplaag gevormd (Beije et al. 2012). Vermesting kan optreden als gevolg van N-depositie, door verdroging alsook via grond- en oppervlaktewater. Vermesting leidt tot een toename van de biomassaproductie met een uitbreiding van soorten zoals Agrostis canina, Molinia caerulea en Holcus lanatus (Beije et al. 2012, Vanderhoek 2005). Uit bemestingsexperimenten van Vanderhoek (2005) bleek een snelle afname van het N-effect op de biomassaproductie na het eerste jaar waarschijnlijk als het gevolg van een toegenomen denitrificatie en van het afvoeren van de biomassa door hooien. Alsook werd een vertraagd P-effect op de biomassa en de soortensamenstelling waargenomen (snelle immobilisatie gevolgd door een langzame mobilisatie). In beekdalen konden blauwgraslanden vroeger enkel voorkomen op plekken waar inundaties weinig frequent voorkwamen of waar geen slib werd afgezet. Tegenwoordig zijn deze meestal weggevallen of is de waterkwaliteit afgenomen. Vooral de aanvoer van fosfaat (gehecht aan slibdeeltjes) zorgt voor vermesting (Beije et al. 2012). Wanneer er aanvoer is van sulfaat via inundaties die plaatsvinden in het groeiseizoen kan interne eutrofiëring optreden (Smolders et al. 2006; Aggenbach et al. 2009). Vanderhoek (2005) stelt dat als een overstroming vaker dan eens per vijf jaar optreedt, de soortensamenstelling blijvend zal veranderen. INBO.R

105 Tabel 32: abiotische grenswaarden voor het habitattype Habitat (sub)type Effect (sub) groep Luchtkwaliteit Groep Variabele Eenheid Teken Toetswijze N- depositie Abiotisch bereik Referenties kg N/ha/jaar < max 15 Van Dobben et al Lg Bodem P_tot kg/ha 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Bodem ph_h2o - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 4,9-6,3 6410_mo 3.2 Bodem C/N - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr de Mars,H. et al. 1996; Van Ballaer,B. 2001; Wamelink et al de Mars,H. et al. 1996; De Graaf et al. 2009; Wamelink et al Wassen,M.J. et al. 1992; Ceulemans T. 2012; Inbo _mo 3.2 Bodem K_tot mg/kg 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr de Mars,H. et al. 1996; Inbo 2014 Ls, Rp 6410_mo 3.2 Bodem N_tot kg/ha 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,093-0,7 6410_mo 3.2 Bodem P_AUM 6410_mo 3.2 Bodem P_Olsen mg P/kg luchtdroge bodem mg P/kg luchtdroge bodem Wassen,M.J. et al. 1992; Tallowin,J.R.B. et al. 2001; Ceulemans T. 2012; Wouters et al Status Ls, Ls, Ls Ls, Ls, Ls Ls, Rp, Rp Ls, Ls, Rp, Rr 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,22-4,3 Ceulemans T. 2012; Inbo 2014 Rp, Rp 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 1, _mo 3.2 Bodem P_tot kg/ha 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr _mo 3.2 Bodem Na_tot mg/kg luchtdroge bodem Tallowin,J.R.B. et al. 2001; Ceulemans T. 2012; Inbo 2014 de Mars,H. et al. 1996; Tallowin,J.R.B. et al. 2001; Wouters et al O.G.-B.G. min/max 28,3-273 Wouters et al Rr 6410_mo 3.2 Bodem N_NO3 mmol/m² O.G.-B.G. min/max 0,135-7,02 Wouters et al Rr 6410_mo 3.2 Bodem N_NH4 mg N/kg droge bodem 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 2, _mo 3.3 Ondiep grondwater K mg/l 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,33-3,5 Tallowin,J.R.B. et al. 2001; Ceulemans T. 2012; Inbo 2014 Wassen,M.J. et al. 1992; van Delft,S.P.J. et al. 2003; Wouters et al _mo 3.3 Ondiep grondwater N_NO3 mmol/m² 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,023-0,1 Wassen,M.J. et al. 1992; Inbo 2014 Ls, Rp 6410_mo 4.2 Bodem Cond µs/cm (25 C) O.G.-B.G. min/max 44,5-253 Wouters et al Rr Ls, Rp, Rp Ls, Ls, Rr Ls, Rp, Rp Ls, Ls, Rr 106 INBO.R

106 Habitat (sub)type Effect (sub) groep Groep Variabele Eenheid Teken Toetswijze 6410_mo 4.2 Bodem ph_h2o - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 5-7,6 Abiotisch bereik 6410_mo 4.2 Bodem ph_kcl - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 4,7-7,5 Referenties de Mars,H. et al. 1996; Lamers, L. et al. 1997; Tallowin,J.R.B. et al. 2001; Wheeler et al. 2004; van der Hoek,D. 2005; Ceulemans T. 2012; Wouters et al de Mars,H. et al. 1996; van Delft,S.P.J. et al. 2003; van der Hoek,D. 2005; Inbo _mo 4.2 Bodem Ca_AgTU mmol/m² 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 4,6-26 Ceulemans T. 2012; Wouters et al Rp, Rr 6410_mo 4.2 Ondiep grondwater Ca mg/l 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr _mo 4.2 Ondiep grondwater Cond µs/cm (25 C) 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr _mo 4.2 Ondiep grondwater HCO3 mg/l 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr _mo 4.2 Ondiep grondwater ph - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 6,2-7,1 Wassen,M.J. et al. 1992; van Delft,S.P.J. et al. 2003; van der Hoek,D. 2005; Wouters et al Van Duren,I.C. et al. 1998; van Delft,S.P.J. et al. 2003; Wheeler et al. 2004; Wouters et al van Delft,S.P.J. et al. 2003; van der Hoek,D. 2005; Wouters et al Wassen,M.J. et al. 1992; Van Duren,I.C. et al. 1998; van Delft,S.P.J. et al. 2003; Wheeler et al. 2004; Wouters et al _mo 4.2 Ondiep grondwater SO4 mg/l 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 9,9-180 van Delft,S.P.J. et al. 2003; Inbo 2014 Ls, Rp 6410_mo 4.2 Ondiep grondwater IR % O.G.-B.G. min/max 76,3-92,7 Wouters et al Rr 6410_mo 5.1/5.2 Hydrologie GHG 6410_mo 5.1/5.2 Hydrologie GLG m onder maaiveld m onder maaiveld 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr -0,05-0,23 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,2-0, _mo 7.3 Ondiep grondwater Cl mg/l 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 7, _mo 8.2 Bodem Cr_tot 6410_mo 8.2 Bodem Ni_tot 6410_ve 3.1 Luchtkwaliteit N- depositie mg/kg luchtdroge bodem mg/kg luchtdroge bodem Pegtel,D.M. 1983; Grootjans 1986; van der Hoek,D. 2005; Inbo 2014 Pegtel,D.M. 1983; Grootjans 1986; Wheeler et al. 2004; van der Hoek,D. 2005; Inbo 2014 Wassen,M.J. et al. 1992; van Delft,S.P.J. et al. 2003; Wouters et al O.G.-B.G. min/max 6,22-27,4 Wouters et al Rr O.G.-B.G. min/max 2,29-17,3 Wouters et al Rr kg N/ha/jaar < max 15 Van Dobben et al Lg 6410_ve 3.2 Bodem C/N - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Wassen,M.J. et al. 1992; Inbo 2014; Wamelink et al Status Ls, Ls, Ls, Ls, Ls, Rp, Rr Ls, Ls, Ls, Rp Ls, Ls, Ls, Rr Ls, Ls, Ls, Rr Ls, Ls, Rr Ls, Ls, Ls, Ls, Rr Lp, Ls, Ls, Rp Ls, Ls, Ls, Ls, Rp Ls, Ls, Rr Ls, Rp, Ls INBO.R

107 Habitat (sub)type Effect (sub) groep Groep Variabele Eenheid Teken Toetswijze Abiotisch bereik 6410_ve 3.2 Bodem N_tot kg/ha 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,054-1,6 6410_ve 3.2 Bodem P_tot kg/ha 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr _ve 3.2 Bodem Na_tot mg/kg luchtdroge bodem Referenties Wassen,M.J. et al. 1992; Bollens,U. & Güsewell,S. 2001; Inbo 2014; Wamelink et al Bollens,U. & Güsewell,S. 2001; Inbo 2014; Wamelink et al O.G.-B.G. min/max 39,6-263 Wouters et al Rr 6410_ve 3.3 Ondiep grondwater K mg/l 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,52-1,6 Wassen,M.J. et al. 1992; Inbo 2014 Ls, Rp 6410_ve 3.3 Ondiep grondwater N_NO3 mmol/m² 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,014-0,088 Wassen,M.J. et al. 1992; Inbo _ve 4.2 Bodem ph_h2o - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 5-6,9 Wamelink et al. 2014; Wouters et al Ls, Rr 6410_ve 4.2 Ondiep grondwater Ca mg/l 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Wassen,M.J. et al. 1992; Inbo 2014 Ls, Rp 6410_ve 4.2 Ondiep grondwater ph - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 5,7-7 Wassen,M.J. et al. 1992; Inbo 2014 Ls, Rp 6410_ve 4.2 Ondiep grondwater SO4 mg/l 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Van Ballaer,B. 2001; Inbo 2014 Ls, Rp 6410_ve 7.3 Ondiep grondwater Cl mg/l 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 6,7-34 Wassen,M.J. et al. 1992; Inbo 2014 Ls, Rp Status Ls, Ls, Rp, Ls Ls, Rp, Ls Ls, Rp 108 INBO.R

108 Habitattype 6430: Voedselrijke zoomvormende ruigten van het laagland en van montane en alpiene zones Dit habitattype ontstaat op voedselrijke plekken waar weinig of geen afvoer van plantenmateriaal door beweiding of maaien plaats vindt. Moerasspireaverbond en het verbond van Harig wilgeroosje (6430_hw, 6430_hf) Het Moerasspireaverbond omvat ruigten die van nature voorkomen in valleien en langs rivieroevers. Het betreft moerasvegetaties op natte, vaak stikstofrijke plaatsen die in mindere of meerdere mate onder invloed staan van overstromingen, hetzij door oppervlaktewater, hetzij door opstijgend grondwater. Het verbond van Harig wilgeroosje omvat natte ruigten langs waterlopen op voedselrijkere standplaatsen. Natte ruigten zijn gevoelig voor verdroging door drainage, eutrofiëring door overstroming met vervuild water en wijzigingen in de waterpeildynamiek door waterbeheersingswerken en bedijkingen. De subtypen zijn niet gevoelig voor stikstofdepositie (Decleer (Ed.) 2007). Nitrofiele boszomen- en ruigten (6430_bz) Nitrofiele boszomen en ruigten komen voor langs schaduwrijke randen van bossen of dreven op zones die nooit overstromen. Het betreffen vaak matig vochtig tot droge, humeuze bodems op (licht) beschaduwde standplaatsen. De vegetatietypen die deel uitmaken van dit habitattype zijn zeer divers in standplaats, soortensamenstelling en gevoeligheid voor stikstof en verzuring (Stortelder et al. 1999). De optimale zuurgraad is ph 5 en hoger (ph-h 2 O) voor de Heggedoornzaadassociatie en de Kruisbladwalstro-associatie met een aanvullend bereik van ph 4,5-5 voor de associatie van Look zonder look en Dolle kervel. Onder de ph 4 kan dit type niet meer in goed ontwikkelde vorm voorkomen. Volgende associaties hebben een smallere ph range: Kruisbladwalstro-associatie (6-7,5) en Kruidvlierassociatie (6,5-7,5) (Runhaar et al. 2009). Het zijn van nature vrij voedselrijke situaties. Er is een snellere strooiselomzetting door betere lichtinval in vergelijking met het aangrenzend bos (Weeda et al. 2005). De locatie (expositie, hellingshoek, hoogte en schaduwwerking) is zeer bepalend voor de soortsamenstelling van de zoom als gevolg van instraling van de zon (Stortelder et al. 1999). Het subtype is gevoelig voor stikstofdepositie en eutrofiëring (randeffecten van agrarische bemesting, ). Door vermesting is er een versnelde successie richting bos via toename van Grote brandnetel, Kleefkruid, Akkerdistel en Zevenblad sterk toe (Decleer (Ed.) 2007). Er is een duidelijk verschil tussen de depositie op de bosrand ten opzichte van de kern van het bosperceel. Algemeen wordt het verloop van dit effect beschreven met een exponentieel afnemende curve (De Schrijver et al. 2007a). Er is ook een opmerkelijk verschil in bosrandeffecten gevonden wordt tussen loof- en naaldbossen. De hogere stikstofdepositie in naaldbossen dan in naburige loofbossen (De Schrijver et al. 2007b) is nog sterker uitgesproken in de bosrand dan in de boskern (oa Wuyts 2009). Door Wuyts is ook onderzoek gedaan naar de vormgeving van de bosrand in relatie tot invang van stikstof. Hierbij werd aangetoond dat een geleidelijk opgaande bosrand leidt tot een significante verlaging van de depositie in de kern in vergelijking met een bosrand met een abrupte overgang in vegetatiehoogte (Wuyts et al. 2009). INBO.R

109 Tabel 33: Abiotische bereiken voor het habitattype Habitat (sub)type Effect (sub) groep Groep Variabele Eenheid Teken Toetswijze Abiotisch bereik Referenties 6430_bz 3.1 Luchtkwaliteit N-depositie kg N/ha/jaar < grenswaarde 34 Van Dobben et al Lg 6430_hf 5.1/5.2 Hydrologie GVG m onder maaiveld < max 0,4 Wamelink et al Lg Status 110 INBO.R

110 Habitattype 6510: Laaggelegen schraal hooiland (Alopecurus pratensis, Sanguisorba officinalis) Het habitattype betreft soortenrijke, bloemrijke hooilanden op tamelijk voedselrijke, doorgaans kleihoudende gronden (Gowing 2004). Deze sites zijn meestal extensief beheerd (maaien en/of (na)begrazing) zonder gebruik van herbiciden of anorganische meststoffen. Glanshavergraslanden (6510_hu) zijn grotendeels teruggedrongen tot dijken, bermen en beheerde droge tot matig vochtige percelen in natuurreservaten. Grote vossenstaartgraslanden (6510_hua) zijn gebonden aan alluviale gronden, welke tijdens de winter gedurende een belangrijke periode onder water staan al dan niet door overstromingen. Kalkrijk kamgrasland (6510_huk) is vooral te vinden op kalkrijke klei in de polders en op kalkrijke leemgronden in Haspengouw en Voeren, vaak op hellingen en in bermen die worden beweid door koeien en soms ook licht worden bemest. De standplaatsen zijn gemiddeld wat voedselrijker en beter vochthoudend dan die waar het kalkgrasland (Mesobromion) voorkomt. Glanshavergraslanden (6510_hu) Glanshavergraslanden zijn grondwateronafhankelijk en gebonden aan onbemeste zwak zure tot basische standplaatsen met een ph (H2O) boven 6. Glanshaverhooilanden worden meestal gelimiteerd door stikstof (N) of Kalium (K), P-limitatie treedt zelden op. Verhoogde stikstofdepositie leidt dan ook tot een versnelde groei, verhoogde productie en bijgevolg versnelde strooiselophoping (vervilting). Hierdoor verruigt de vegetatie en wordt die eenvormiger, vooral grassen nemen toe ten koste van de kruiden (Olde Venterink et al. 2006; Atheunisse 2006). Grote vossenstaartgraslanden (6510_hua) Grote vossenstaarthooilanden zijn wel grondwaterafhankelijk. De grondwaterstanden in de winter zijn ondiep, maar het grondwater komt typisch niet tot aan de oppervlakte met voldoende drainage. Droog in de zomer, maar niet uitdrogend. De grondwaterschommeling is relatief groot (Gowing 2004). Het is een type dat geen droogtestress verdraagt. Een snelle drainage is belangrijk om anoxische perioden van meer dan een paar dagen te vermijden. Een te veel aan water is volgens Gowing (2004) meer bedreigend dan verdroging. Het waterregime varieert van locatie tot locatie. Sommige worden vooral door grondwater gevoed, andere worden zelden tot regelmatig overstroomd. Bij een goede waterkwaliteit, matige sedimentlading, hoge winter grondwaterstanden en snelle afstroom van het overstromingswater kunnen winteroverstromingen goed verdragen worden (Gowing et al. 2002; Rodwell, 1992). Gowing (2004) geeft aan dat de aaneengesloten overstromingsduur max 5 (10-18) dagen is en dat de totale overstromingsduur ongeveer 10 (35-45) dagen is. Overstromingen hebben vooral in de zomer en herfst een impact op de vegetatie omdat het kan infiltreren in een onverzadigde bodem. Zomeroverstromingen kunnen op korte termijn leiden tot een reductie in productiviteit en veranderingen in abundantie en dominantie van soorten (Antheunisse et al 2008). Grote vossenstaarthooilanden zijn laag tot matig productief. Gowing (2002) vonden 3,5 5 ton droge stof /ha opbrengst van een eerste snede. De bodems van soortenrijke graslanden onderscheiden zich van hun soortenarmere varianten vooral door hun lagere beschikbare fosfaatgehalten (5-15 mg/kg Olsen-P) (Critchley et al. 2002, Gowing et al., 2002). In percelen met een bemestingsgeschiedenis (landbouw, overstromingen) kan eutrofiëring door fosfaat optreden. Fosfaat is onder gunstige omstandigheden gebonden aan ijzer, aluminium en calcium. Is de bodem al verrijkt is met fosfaat (bindingsplaatsen bezet), dan is er meer fosfaat beschikbaar voor de planten (Olde Venterink et al. 2006; Atheunisse 2006; Loeb 2008). Daarnaast kunnen hoge sulfaatconcentraties in het water (bij hogere grondwaterstanden of overstromingen) leiden tot interne eutrofiëring. Onder zuurstofloze INBO.R

111 omstandigheden wordt het aan ijzer gebonden fosfaat door sulfide verdrongen. Als er te weinig ijzer beschikbaar is, komt oorspronkelijk gebonden fosfaat beschikbaar met verruiging als gevolg. De aanwezigheid van stikstof, als gevolg van verhoogde stikstofdepositie of afbraak van organisch materiaal versnelt dit proces. Winterinundaties zijn gunstiger, omdat ondermeer de opname van nutriënten door de plantenwortels en de mineralisatie van stikstof geringer zijn (Sival et al. 2002; Atheunisse 2006; Loeb 2008). Inundatie/overstroming heeft op verschillende manieren effect op de voedselrijkdom van de standplaats. Het is gebleken dat het effect van de in water opgeloste voedingsstoffen beperkt is, omdat uitwisseling met de bodem nauwelijks plaats vindt. De aanvoer van verrijkt sediment is vele malen groter en speelt een belangrijke rol bij de aanvoer van nutriënten in het systeem (Atheunisse 2006; Olde Venterink et al. 2006). Met gesedimenteerd slib wordt vooral gebonden fosfaat afgezet en in veel mindere mate stikstof in de vorm van nitraat (Atheunisse 2006). Eutrofiëring via overstroming kan tot uiting komen in verruiging van de vegetatie, maar ook door verschuiving in soortensamenstelling bij een gelijkblijvend productieniveau (Lamers et al. 1999; Loeb 2008). Glanshavergraslanden met Grote pimpernel (6510_hus) Internationaal wordt dit habitatsubtype tot het verbond van grote vossenstaart gerekend, meer bepaald tot de associatie van Sanguisorbo-Silaetum. In Vlaanderen komt Grote pimpernel niet voor in combinatie met Weidekervel. Grote pimpernel wordt wel net zoals Weidekervel aangetroffen op alluviale gronden met een zwaardere textuur. In een ordinatieplot is duidelijk te zien hoe de pimpernelgraslanden biotisch tussen de grote vossenstaart- en glanshavergraslanden in liggen. We beschikken nog over te weinig abiotische meetgegevens voor de soortenrijke glanshavergraslanden om uitsluitsel te geven of de standplaatskarakteristieken van dit subtype eerder aanleunen bij glanshavergraslanden, dan wel bij grote vossenstaarthooilanden. Vermoedelijk zullen grondwatercondities richtinggevend zijn. Kalkrijk kamgrasland (Galio-Trifolietum) (6510_huk) Honnay (2003) onderzocht het effect van N-additie op 3 levels (30, 60 en 90 kgn/hay, onder de vorm van ammoniumnitraat). Achtergronddepositie was 20 kgn/hay. Hij vond een afname naar soorten/m² voor de controleplot, naar soorten na de additie van 30 kgn/hay en naar soorten na de 2 hoogste addities. Brachypodium pinnatum was niet aanwezig in de proefvlakken van Honnay. Na additie van N werd een relatief hoog aantal grassen en rozetplanten aangetroffen. De groei van forse kruiden en grassoorten zorgde voor een verminderde lichtbeschikbaarheid voor zaailingen en laag groeiende soorten. Minder competitieve soorten werden weggeconcurreerd. 112 INBO.R

112 Tabel 34: Abiotische bereiken voor het habitattype Habitat (sub)type Effect (sub) groep Groep Variabele Eenheid Teken Toetswijze Bodem P_Olsen mg P/kg luchtdroge bodem Abiotisch bereik 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 2,1-13 Referenties Gowing,D.J.G. et al. 2004; Gilbert,J.C. et al. 2009; Tilley, M Bodem P_tot kg/ha 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Maas,G.J. et al. 2003; Tilley, M Ls, Ls Bodem ph_h2o - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 4,3-6,4 Losvik,M.H. 1988; Tilley, M Ls, Ls /5.2 Hydrologie GHG m onder maaiveld >= min 0,11 Gowing,D.J.G. et al Ls /5.2 Hydrologie GLG m onder maaiveld >= min 0,45 Gowing,D.J.G. et al Ls /5.2 Hydrologie GHG m onder maaiveld < max 0,5 Gowing,D.J.G. et al Ls /5.2 Hydrologie GVG m onder maaiveld < max 0,6 Wamelink et al Lg /5.2 Hydrologie GLG m onder maaiveld < max 1 Gowing,D.J.G. et al Ls 6510_hu 3.1 Luchtkwaliteit N-depositie kg N/ha/jaar < max 20 Van Dobben et al Lg 6510_hu 3.2 Bodem C/N - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Inbo 2014; Wamelink et al Rp, Ls 6510_hu 3.2 Bodem N_tot kg/ha 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,13-0,26 Inbo 2014; Wamelink et al Rp, Ls 6510_hu 3.2 Bodem P_tot kg/ha 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Inbo 2014; Wamelink et al Rp, Ls 6510_hu 4.2 Bodem ph_h2o - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 5,6-7,9 Wamelink et al. 2014; Wouters et al Ls, Rr 6510_hua 3.1 Luchtkwaliteit N-depositie kg N/ha/jaar < max 22 Van Dobben et al Lg 6510_hua 3.2 Bodem N_tot kg/ha 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,39-0,51 Loeb,R. et al. 2009; Wamelink et al Ls, Ls 6510_hua 3.2 Bodem P_tot kg/ha 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Maas,G.J. et al. 2003; Loeb,R. et al. 2009; Wamelink et al _hua 4.2 Bodem ph_h2o - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 6,2-6,5 Loeb,R. et al. 2009; Wamelink et al Ls, Ls 6510_hua 5.1/5.2 Hydrologie GVG m onder maaiveld 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,3-0,56 Wamelink et al. 2013, 2014 Lg, Ls 6510_huk 3.2 Bodem N_tot kg/ha 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,23-0,41 Hans Jacquemyn 2003; Inbo 2014 Ls, Rp 6510_huk 3.2 Bodem P_Olsen mg P/kg luchtdroge bodem O.G.-B.G. min/max 3,42-10,4 Wouters et al Rr 6510_hus 3.1 Luchtkwaliteit N-depositie kg N/ha/jaar < max 20 Van Dobben et al Lg 6510_hus 3.2 Bodem C/N - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Inbo 2014; Wamelink et al Rp, Ls 6510_hus 3.2 Bodem K_tot mg/kg 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Loeb,R. et al. 2009; Inbo 2014 Ls, Rp Status Ls, Ls, Ls Ls, Ls, Ls INBO.R

113 Habitat (sub)type Effect (sub) groep Groep Variabele Eenheid Teken Toetswijze Abiotisch bereik 6510_hus 3.2 Bodem N_tot kg/ha 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,19-0, _hus 3.2 Bodem P_Olsen mg P/kg luchtdroge bodem 6510_hus 4.2 Bodem P_tot kg/ha 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr _hus 4.2 Bodem ph_h2o - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 5,4-7,1 Referenties Loeb,R. et al. 2009; Inbo 2014; Wamelink et al %-95% 5-95% percentiel freq.distr 1,9-7,2 Loeb,R. et al. 2009; Inbo 2014 Ls, Rp Loeb,R. et al. 2009; Inbo 2014; Wamelink et al Kemmers,R.H. et al. 2001; Loeb,R. et al. 2009; Inbo 2014; Wamelink et al _hus 5.1/5.2 Hydrologie GHG m onder maaiveld 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr -0,013-0,16 Kemmers,R.H. et al. 2001; Wamelink et al Ls, Ls 6510_hus 5.1/5.2 Hydrologie GLG m onder maaiveld 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,53-0,8 Kemmers,R.H. et al. 2001; Wamelink et al Ls, Ls 6510_hus 5.1/5.2 Hydrologie GVG m onder maaiveld 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,28-0,56 Kemmers,R.H. et al. 2001; Wamelink et al. 2013, 2014 Status Ls, Rp, Ls Ls, Rp, Ls Ls, Ls, Rp, Ls Ls, Ls 114 INBO.R

114 7.8 Venen en moerassen Jan Wouters Foto 10: Oligotroof overgangsveen in de Teut (Jan Wouters). Habitattype 7110: Actief hoogveen Het hoogveen is een biotoop dat in Vlaanderen zeer zeldzaam geworden is en actueel nergens zich nog in gunstige staat bevindt (Decleer, 2007; Paelinckx et al., 2009). Hoogvenen zijn open, veenvormende systemen die permanent nat zijn en waarbij het grondwater uitsluitend een regenwaterherkomst heeft. Bij een hoogveen ligt de grondwatertafel hoger dan deze van haar omgeving. Omdat een hoogveen alleen via de atmosfeer water en voedingsstoffen ontvangt, heersen er zure en voedselarme omstandigheden (Aggenbach & Jalink, 1998). Dit zijn milieucondities waarbij vooral veenmosvegetaties zeer goed gedijen. Bepaalde veenmossoorten kunnen zeer veel water vasthouden en zijn in veel gevallen verantwoordelijk voor het ontstaan (en behoud) van dit milieu. Het zijn ecosystemen die zeer gevoelig zijn aan verdroging en eutrofiëring (bijv. via depositie). Sterven de veenmossen af, dan krimpt de bodem ineen, wat een onomkeerbaar proces is. De regenwaterherkomst kan op een eenvoudige en nog betrouwbare wijze door een conductiviteitsmeting opgevolgd worden (< 50 µs/cm). De waterpeilschommelingen zijn er INBO.R

115 heel beperkt (gunstig bereik < 30 cm op jaarbasis, streefwaarde <10 cm, Ellmauer & Essl, 2005). Levende hoogvenen hebben een uitgesproken microreliëf van bulten en slenken. Daarenboven is het moeilijk een scheiding te maken tussen vegetatie en bodem. Hierom worden de toppen van de veenmosbulten tot het maaiveld gerekend, dit is integenstelling met de overige biotopen waarbij vegetatiestructuren niet meetellen. Dit verklaart de nog relatief lage voorjaarsgrondwaterstanden (GVG:<0.25m) en jaargemiddelden (GG:<0.39m). De hoge gevoeligheid voor eutrofiëring uit zich in de eerste plaats door de zeer lage kritische last voor atmosferische depositie (< 7kg N/ha/jaar). Over beschikbare concentraties aan fosfor en stikstof in de bodem, oppervlakte- en grondwater zijn onvoldoende referenties gevonden. Ellmauer & Essl (2005) geven voor de bodem C/N wel een ondergrens van 33 op. Omdat het milieu van dit habitattype en oligotroof overgangsveen vrij veel overeenkomsten hebben, kunnen voorlopig de bereiken voor oligo/mesotroof overgangsveen overgenomen worden (Bodem: P-Olsen < 4.09 mg/kg droge bodem, NO3-N < 0.9 mg N/kg droge bodem; Ondiep grondwater: NH4-N < 0.4 mg/l, PO4-P < mg P/l; Oppervlaktewater: NH4-N < 1.4 mg/l, K: <2.5 mg/l). Over de gevoeligheid voor verontreiniging en verzilting is te weinig relevante literatuurdata gevonden. Gunstig abiotische bereiken voor oligotroof overgangsveen kunnen voorlopig worden overgenomen (Cu:<10 mg/kg, Mn:<112 mg/kg, Na:<451 mg/kg, Pb:<80 mg/kg, Zn:<158mg/kg). 116 INBO.R

116 Tabel 35: Abiotische bereiken voor het habitattype Effect (sub) groep Groep Variabele Eenheid Teken Toetswijze Abiotisch bereik Referenties 3.1 Luchtkwaliteit N-depositie kg N/ha/jaar < max 7 Van Dobben et al Lg 5.1/5.2 Hydrologie GG m onder maaiveld 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,02-0,37 Goebel 1996; Ellmauer & Essl 2005 Ls, Ls 5.1/5.2 Hydrologie GVG m onder maaiveld < max 0,25 Wamelink et al Lg 5.1/5.2 Hydrologie Amplitude cm < max 0,3 Ellmauer & Essl 2005 Ls 8.3 Ondiep grondwater Cond µs/cm (25 C) < max 50 Ellmauer & Essl 2005 Ls Status INBO.R

117 Habitattype 7140: Overgangs- en trilveen Dit habitattype groepeert de actieve verlandingsvegetaties van oligo- en mesotrofe overgangsmilieus. Er is actieve veenvorming en de vegetatie staat steeds onder invloed van water van verschillende oorsprong, nl. enerzijds neerslagwater en anderzijds grond- en/of oppervlaktewater. Met overgangsmilieu wordt bedoeld dat de venen zich ruimtelijk en/of temporeel situeren tussen water- en landgemeenschappen of tussen hoog- en laagveen (Decleer, 2007). Afhankelijk van de zuurtegraad, mineralenrijkdom en voedselrijkdom van het milieu worden een viertal subtypen onderscheiden (Paelinckx et al, 2009): oligotroof en zuur overgangsveen (7140_oli) mineraalarm, circum-neutraal overgangsveen (7140_meso) varen- en/of (veen)mosrijke rietlanden op drijftillen (7140_mrd) basenrijk trilveen met ronde zegge (7140_base) Om veenontwikkeling mogelijk te maken is het voor alle subtypen een absolute vereiste dat zich heel het jaar water in de buurt van het bodemoppervlak bevindt. Een daling van het (grond)waterpeil leidt tot een verhoogde zuurstoftoevoer, wat de veenafbraak stimuleert. Waar een drijftil aanwezig is, kan de veenbodem kleine wijzigingen in het oppervlaktewaterpeil nog mee volgen. Wordt deze veerkracht overbelast, zal een langdurige wijziging van enkele cm s in de veenbodem al tot schade leiden. Om veenafbraak te vermijden, mag de grondwaterstand in een vaste veenbodem hooguit kortstondig dalen tot cm-mv 9 (Wheeler et al., 2004; Hommel et al., 2010). Goebel (1996) en Wamelink et al. (2014) rapporteerden voor gelijkaardige vegetatietypen lagere waterstanden (tot 68 cm mv), maar hun datasets omvatten resp. ook overgangen naar natte heiden en/of ook vegetaties in een ongunstige staat. Voor de gemiddeld hoogste grondwaterstanden, voorjaarsgrondwaterstanden en jaargemiddelden sluiten de opgegeven waarden beter op elkaar aan: gemiddelde waterstanden onder cm-mv leiden tot een verstoring (o.a. Giller & Wheeler, 1986; Wheeler et al., 2004; Curtis et al., 2009; Wamelink et al., 2013; Wamelink et al., 2014; Wouters et al., 2014 en Inbo-datasets). Deze venen zijn in hun waterhuishouding niet alleen gevoelig voor verdroging, ook vernatting kan tot nadelige effecten leiden, omdat de veenvormende soorten vooral in het groeiseizoen slecht aan overstromingen aangepast zijn. De jaargemiddelde waterstanden dienen lager dan 10 cm+mv te blijven (Goebel, 1996). Gemiddelde hoogste grondwaterstanden tot 5-35 cm+mv kunnen ondervangen worden (Giller & Wheeler, 1986; Goebel, 1996; Hommel et al., 2010; Wamelink et al., 2014), echter dit is afhankelijk van lokale omstandigheden en van het subtype. Eens de waterstanden boven het maaiveld komen, kan van een relatieve wijziging van meer dan 5-10 cm al een nadelig effect uitgaan. Naast een wijziging van de (grond)waterstand zijn deze venen ook gevoelig aan een toename van de voedselrijkdom omdat ze gebonden zijn aan oligo- tot mesotrofe milieus. Voor de bodem konden gunstige abiotisch bereiken bepaald worden, afhankelijk van het subtype, voor stikstof (C/N: > 17,4-19.3; extraheerbaar NO3-N: <0.9 mg/kg; N_totaal: < %), kalium (K_totaal: < mg/kg) en fosfor (P_Olsen: < 4.1 mg/kg). Voor de meeste variabelen blijken de waarden tussen de subtypen weinig te verschillen. Enkel voor totaal stikstof wijkt het bereik voor het drijftil-subtype duidelijk af van de andere (0.55% t.o.v %). Voor het ondiepe grondwater werden bereiken afgeleid voor stikstof (NO3-N: < mg/l; NH4-N: < mg/l), kalium (K: <1-4 mg/l) en fosfor (PO4-P: < mg/l). Ook hier wijkt het drijftil-subtype af van de overige door een hoger fosfaatgehalte (0.15 mg P/l 9 -mv: onder maaiveld. Als maaiveld wordt hier het bodemoppervlak beschouwd, zonder rekening te houden met de levende vegetatie, zoals bijv. een (veen)mos laag. 118 INBO.R

118 t.o.v mg P/l). Voor het oppervlaktewater zijn de beschikbare data beperkter, waardoor bijv. voor het drijftil-subtype geen specifieke waarden berekend konden worden. De bereiken voor de overige subtypen stemmen onderling goed overeen (NH4-N: < mg/l; K: < mg/l; PO4-P: < 0.01 mg/l). De hoge gevoeligheid voor eutrofiëring blijkt ook uit de lage kritische lasten voor atmosferische depositie (< kg N/ha/jaar). Op te merken valt dat het habitattype vooral voorkomt in milieu s met sulfaatarm grondwater (SO4: <6-25 mg/l). Sulfaten kunnen op indirecte of directe wijze de ontwikkeling van het type beïnvloeden (Beije et al., 2012a). Op het vlak van de basenhuishouding spreidt het habitattype een grote variabiliteit ten toon. Deze factor heeft een belangrijk aandeel in het onderscheiden van de verschillende subtypen, maar zelfs binnen een subtype is het biotisch heterogeen. Het habitattype is dan ook gevoelig voor wijzigingen in de basenhuishouding. Verzuring kan indirect het gevolg zijn van hydrologische wijzigingen (van Diggelen et al., 1996) of van een toename van de voedselrijkdom (o.a. Kooijman & Bakker, 1994). Verzuring die door toenemende regenwaterinvloed aan de oppervlakte begint, is anderzijds ook een natuurlijk proces in laagveensystemen. Voor de zuurgraad worden hier de bereiken uit Tabel 37 overgenomen, omdat ze goed de verscheidenheid illustreren die hier binnen dit habitattype heerst. Tabel 36: Schakeringen in zuurgraad tussen de subtypen van het habitattype _oligo 7140_mrd 7140_meso 7140_base ph grondwater >6.7 ph oppervlaktewater >4.9 >5.8 ph-h2o bodem >4.2 >4.8 >5 Voor het mesotroof (7140_meso) en basenrijk subtype (7140_base) werden nog bijkomende criteria t.a.v. behoud van de basenrijkdom bepaald. Voor het ondiep grondwater of oppervlaktewater zijn dit voor het mesotroof subtype: Ca: mg/l en HCO3: mg/l, en voor het basenrijk subtype: Ca: >54.4mg/l, HCO3: >47mg/l en conductiviteit: >249 µs/cm. Het habitattype is tevens gebonden aan onverontreinigde, zoetwatermilieu s. T.a.v. verontreiniging en verzilting werden enkele gunstig abiotische bereiken geformuleerd (zie tabel 37). INBO.R

119 Tabel 37: Abiotische bereiken voor het habitattype 7140 Habitat (sub)type Effect (sub) groep Groep Variabele Eenheid Teken Toetswijze Hydrologie GVG m onder maaiveld 7140_base 3.2 Bodem C/N - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Abiotisch bereik Referenties < max 0,1 Wamelink et al Lg Wassen,M.J. et al. 1992; Wassen, M.J. & Joosten, J.H.J. 1996; Wamelink et al _base 3.2 Bodem K_tot mg/kg 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Waughman 1980; de Mars,H. et al Ls, Ls 7140_base 3.2 Bodem N_tot kg/ha 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,58-1,5 7140_base 3.2 Bodem P_tot kg/ha 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr _base 3.2 Bodem C/N - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Waughman 1980; Wassen,M.J. et al. 1992; Wamelink et al Waughman 1980; de Mars,H. et al. 1996; Wamelink et al Wassen,M.J. et al. 1992; Wassen, M.J. & Joosten, J.H.J. 1996; Wamelink et al _base 3.2 Bodem K_tot mg/kg 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Waughman 1980; de Mars,H. et al Ls, Ls 7140_base 3.2 Bodem N_tot kg/ha 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,58-1,5 7140_base 3.2 Bodem P_tot kg/ha 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr _base _base _base _base 3.3 Ondiep grondwater Ondiep grondwater Ondiep grondwater Ondiep grondwater K mg/l 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,042-1,5 N_NH4 mg N/kg droge bodem 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,014-0,28 N_NO3 mmol/m² 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,014-0,31 P_PO4 mmol/m² 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,0057-0, _base 4.2 Bodem ph_h2o - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 5,8-7,2 7140_base 4.2 Bodem ph_h2o - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 5,8-7,2 Waughman 1980; Wassen,M.J. et al. 1992; Wamelink et al Waughman 1980; de Mars,H. et al. 1996; Wamelink et al Wassen,M.J. et al. 1992; Bootsma & Wassen 1996; Wassen, M.J. & Joosten, J.H.J Wassen,M.J. et al. 1992; Wassen, M.J. & Joosten, J.H.J Wassen,M.J. et al. 1992; Wassen, M.J. & Joosten, J.H.J Bootsma & Wassen 1996; Wassen, M.J. & Joosten, J.H.J Rybnicek,K. 1970; de Mars,H. et al. 1996; Wheeler et al. 2004; Wamelink et al Rybnicek,K. 1970; de Mars,H. et al. 1996; Wheeler et al. 2004; Wamelink et al _base 4.2 Bodem ph_kcl - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 4,7-8,2 Rybnicek,K. 1970; de Mars,H. et al Ls, Ls 7140_base 4.2 Ondiep grondwater Ca mg/l 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Wassen,M.J. et al. 1992; Beltman et al. 1995; Bootsma & Wassen 1996; Wassen, M.J. & Joosten, J.H.J Status Ls, Ls, Ls Lg, Ls, Ls Ls, Ls, Ls Ls, Ls, Ls Ls, Ls, Ls Ls, Ls, Ls Ls, Ls, Ls Ls, Ls Ls, Ls Ls, Ls Ls, Ls, Ls, Ls Ls, Ls, Ls, Ls Ls, Ls, Ls, Ls 120 INBO.R

120 Habitat (sub)type Effect (sub) groep 7140_base _base _base 4.2 Groep Variabele Eenheid Teken Toetswijze Ondiep grondwater Ondiep grondwater Ondiep grondwater Abiotisch bereik Cond µs/cm (25 C) 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr HCO3 mg/l 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr ph - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 6,8-8,7 7140_base 4.3 Oppervlaktewater Ca mg/l 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr _base 4.3 Oppervlaktewater Cond µs/cm (25 C) 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Referenties Wassen, M.J. & Joosten, J.H.J. 1996; Wheeler et al Beltman et al. 1995; Bootsma & Wassen 1996; Wassen, M.J. & Joosten, J.H.J Wassen,M.J. et al. 1992; Bootsma & Wassen 1996; Wassen, M.J. & Joosten, J.H.J O'Connell 1981; Kooijman 1993; Beltman et al. 1995; Zoltai,S.C. et al. 1995; Wassen, M.J. & Joosten, J.H.J O'Connell 1981; Kooijman 1993; Zoltai,S.C. et al. 1995; Wassen, M.J. & Joosten, J.H.J _base 4.3 Oppervlaktewater HCO3 mg/l 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 2,5-210 Kooijman 1993; Beltman et al Ls, Ls 7140_base 5.1/5.2 Hydrologie 7140_base 5.1/5.2 Hydrologie 7140_base 5.1/5.2 Hydrologie 7140_base 5.1/5.2 Hydrologie 7140_base 7.3 Ondiep grondwater GVG GHG GLG GVG m onder maaiveld m onder maaiveld m onder maaiveld m onder maaiveld < max 0,1 Wamelink et al Lg 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr -0,32--0,15 Giller K.E. & Wheeler B. 1986; Wamelink et al Ls, Ls 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr -0,0076-0,25 Giller K.E. & Wheeler B. 1986; Wheeler et al. 2004; Hommel et al. 2010; Wamelink et al %-95% 5-95% percentiel freq.distr -0,099-0,072 Wamelink et al. 2013, 2014 Lg, Ls Cl mg/l 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 1,1-18 Wassen,M.J. et al. 1992; Beltman et al. 1995; Bootsma & Wassen 1996; Wassen, M.J. & Joosten, J.H.J _base 7.4 Oppervlaktewater Cl mg/l 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 9-83 Kooijman 1993; Beltman et al Ls, Ls 7140_meso 3.1 Luchtkwaliteit N-depositie kg N/ha/jaar < grenswaarde 17 Van Dobben et al Lg 7140_meso 3.2 Bodem C/N - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Hayati & Proctor 1991; Wassen,M.J. et al. 1992; Inbo 2014; Wamelink et al _meso 3.2 Bodem K_tot mg/kg 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Waughman 1980; Hayati & Proctor 1991; Inbo 2014 Ls, Ls, Rp 7140_meso 3.2 Bodem Mn_tot mg/kg luchtdroge bodem 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr _meso 3.2 Bodem N_tot kg/ha 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,24-1,7 7140_meso 3.2 Bodem P_tot kg/ha 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Waughman 1980; Hayati & Proctor 1991; Wouters et al Waughman 1980; Hayati & Proctor 1991; Wassen,M.J. et al. 1992; Inbo 2014; Wamelink et al Waughman 1980; Hayati & Proctor 1991; Inbo 2014; Wamelink et al Status Ls, Ls Ls, Ls, Ls Ls, Ls, Ls Ls, Ls, Ls, Ls, Ls Ls, Ls, Ls, Ls Ls, Ls, Ls, Ls Ls, Ls, Ls, Ls Ls, Ls, Rp, Ls Ls, Ls, Rr Ls, Ls, Ls, Rp, Ls Ls, Ls, Rp, Ls INBO.R

121 Habitat (sub)type Effect (sub) groep 7140_meso _meso _meso _meso 3.3 Groep Variabele Eenheid Teken Toetswijze Ondiep grondwater Ondiep grondwater Ondiep grondwater Ondiep grondwater Abiotisch bereik K mg/l 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,13-1,5 N_NH4 mg N/kg droge bodem Referenties Wassen,M.J. et al. 1992; Bootsma & Wassen 1996; Inbo %-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,015-0,29 Wassen,M.J. et al. 1992; Inbo 2014 Ls, Rp N_NO3 mmol/m² 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,028-0,06 Wassen,M.J. et al. 1992; Inbo 2014 Ls, Rp P_PO4 mmol/m² 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,0016-0,058 Bootsma & Wassen 1996; Inbo 2014 Ls, Rp 7140_meso 3.4 Oppervlaktewater K mg/l 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,11-1,2 Hayati & Proctor 1991; Zoltai,S.C. et al Ls, Ls 7140_meso 4.2 Ondiep grondwater ph - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 5,4-6,5 Wassen,M.J. et al. 1992; Bootsma & Wassen 1996; Inbo _meso 4.3 Oppervlaktewater Ca mg/l 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Hayati & Proctor 1991; Zoltai,S.C. et al Ls, Ls 7140_meso 4.3 Oppervlaktewater Cond µs/cm (25 C) 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr O'Connell 1981; Zoltai,S.C. et al Ls, Ls 7140_meso 4.3 Oppervlaktewater ph - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 5-6,8 7140_meso 4.2 Ondiep grondwater Sjörs,H. 1950; Hayati & Proctor 1991; Zoltai,S.C. et al HCO3 mg/l 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Bootsma & Wassen 1996; Inbo 2014 Ls, Rp 7140_meso 4.2 Bodem ph_h2o - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 4,9-5,9 Hayati & Proctor 1991; Inbo 2014; Wamelink et al Ls, Rp, Ls 7140_meso 4.2 Ondiep grondwater 7140_meso 5.1/5.2 Hydrologie 7140_meso 5.1/5.2 Hydrologie 7140_meso 5.1/5.2 Hydrologie 7140_meso 5.1/5.2 Hydrologie 7140_meso 7.3 Ondiep grondwater Ca mg/l 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr GG GHG GLG GVG 7140_meso 8.2 Bodem Pb_tot m onder maaiveld m onder maaiveld m onder maaiveld m onder maaiveld Wassen,M.J. et al. 1992; Bootsma & Wassen 1996; Inbo 2014 Status Ls, Ls, Rp Ls, Ls, Rp Ls, Ls, Ls Ls, Ls, Rp 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,004-0,11 Succow, M. 1988; Goebel 1996; Wouters et al Ls, Ls, Rr 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr -0,12-0,083 Goebel 1996; Inbo 2014; Wamelink et al Ls, Rp, Ls 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,084-0,37 Goebel 1996; Hommel et al. 2010; Inbo 2014 Ls, Ls, Rp 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr -0,0051-0,067 Cl mg/l 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 2,2-12 mg/kg luchtdroge bodem Wamelink et al. 2013, 2014; Wouters et al Wassen,M.J. et al. 1992; Bootsma & Wassen 1996; Inbo 2014 Lg, Ls, Rr Ls, Ls, Rp 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Waughman 1980; Inbo 2014 Ls, Rp 122 INBO.R

122 Habitat (sub)type Effect (sub) groep Groep Variabele Eenheid Teken Toetswijze 7140_meso 8.2 Bodem Zn_tot 7140_meso 8.2 Bodem Cd_tot 7140_meso 8.2 Bodem Cu_tot mg/kg luchtdroge bodem mg/kg luchtdroge bodem mg/kg luchtdroge bodem Abiotisch bereik Referenties 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Waughman 1980; Inbo 2014 Ls, Rp 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,39-3,7 Waughman 1980; Inbo 2014 Ls, Rp 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 3,1-12 Waughman 1980; Inbo 2014 Ls, Rp 7140_mrd 3.1 Luchtkwaliteit N-depositie kg N/ha/jaar < grenswaarde 17 Van Dobben et al Lg 7140_mrd 5.1/5.2 Hydrologie GHG 7140_mrd 5.1/5.2 Hydrologie GLG 7140_mrd 5.1/5.2 Hydrologie GVG m onder maaiveld m onder maaiveld m onder maaiveld 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr -0,38-0,095 Giller K.E. & Wheeler B. 1986; Wamelink et al Ls, Ls 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr -0,002-0,3 Giller K.E. & Wheeler B. 1986; Hommel et al Ls, Ls 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr -0,031-0,093 Wamelink et al. 2013, 2014 Lg, Ls 7140_oli 3.1 Luchtkwaliteit N-depositie kg N/ha/jaar < grenswaarde 11 Van Dobben et al Lg 7140_oli 3.2 Bodem C/N - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Hayati & Proctor 1991; Inbo 2014; Wamelink et al Ls, Rp, Ls 7140_oli 3.2 Bodem N_tot kg/ha 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,025-1,6 7140_oli 3.2 Bodem P_tot kg/ha 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Waughman 1980; Hayati & Proctor 1991; Inbo 2014; Wamelink et al Waughman 1980; Hayati & Proctor 1991; Inbo 2014; Wamelink et al _oli 3.4 Oppervlaktewater K mg/l 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,05-2 Hayati & Proctor 1991; Zoltai,S.C. et al Ls, Ls 7140_oli 4.2 Bodem ph_h2o - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 4,4-6,3 Hayati & Proctor 1991; Inbo 2014; Wamelink et al Ls, Rp, Ls 7140_oli 5.1/5.2 Hydrologie GG 7140_oli 5.1/5.2 Hydrologie GHG 7140_oli 5.1/5.2 Hydrologie GLG 7140_oli 5.1/5.2 Hydrologie GVG m onder maaiveld m onder maaiveld m onder maaiveld m onder maaiveld Status Ls, Ls, Rp, Ls Ls, Ls, Rp, Ls 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr -0,018-0,29 Goebel 1996; Goebel, W. 1996; Inbo 2014 Ls, Ls, Rp 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr -0,024-0,11 Goebel 1996; Inbo 2014 Ls, Rp 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,061-0,39 Goebel 1996; Inbo 2014 Ls, Rp 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr -0,031-0,18 Wamelink et al. 2013; Inbo 2014; Wamelink et al Ls, Rp, Ls 7140_oli 8.2 Bodem Cu_tot mg/kg 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 1,1-9,9 Waughman 1980; Inbo 2014 Ls, Rp INBO.R

123 Habitattype 7150: Slenken in veengronden met vegetatie behorend tot het Rhynchosporion Dit habitattype betreft pioniergemeenschappen op kale zandgrond in natte heiden. Vaak komt het habitattype slechts over een geringe oppervlakte voor. Na enkele jaren evolueren deze begroeiingen doorgaans naar natte heidevegetaties. Aan vennen of in slenken in natte heide kunnen ze onder invloed van natuurlijke waterpeilschommelingen langer blijven voortbestaan. De pioniervegetaties met snavelbiezen komen voor op zeer natte tot vochtige bodems die zuur tot matig zuur zijn en die zeer voedselarm tot voedselarm zijn (Decleer, 2007; Beije et al., 2012b). Net zoals alle venen is het type gevoelig aan wijzigingen in de waterhuishouding, zowel voor verdroging (GHG: <0.14 m onder maaiveld; GVG: <0.22 m onder maaiveld; GG: <0.43m onder maaiveld) als vernatting (GG: >-0.19 m onder maaiveld). De gebondenheid aan (zeer) voedselarme bodems komt vooral tot uiting in bodemkarakteristieken (C/N: >20.7; totaal N: <0.29%; NH4: <7 mg N/kg en P-Olsen: <2.12 mg/kg). Voor de toevoer via het grondwater zijn er nog onvoldoende data om een gunstig bereik te kunnen bepalen. Voor ondiep grondwater kan het bereik voor natte heide overgenomen worden (<0.1 mg NO3-N/l). Het type is ook gevoelig voor stikstofdepositie: < 20 kg N/ha/jaar. Tabel 38: Abiotische bereiken voor het habitattype 7150 Effect (sub) groep 3.1 Groep Variabele Eenheid Teken Luchtkwalitei t N- depositie kg N/ha/jaar < Toetswijz e grenswaa rde Abiotisch bereik 20 Referenties Van Dobben et al Status Lg Habitattype 7210: Kalkhoudende moerassen met Cladium mariscus en soorten van het Caricion davallianae Begroeiingen met Galigaan zijn gebonden aan zeer natte, basenrijke en vrij voedselarme milieu s. Het is een veentype waarbij de watertafel minstens een deel van het jaar boven het maaiveld situeert (GVG: <-0.04 m onder maaiveld) en niet diep mag dalen (GLG: <0.14 m onder maaiveld). Het is ook gevoelig voor vernatting (GLG: >-0.08 m onder maaiveld). De basenvoorziening in de bodem moet voldoende hoog blijven. De bodem is hooguit zwak zuur (ph-h2o: >5.5). Op kalkarme plaatsen dient de basenaanvoer te gebeuren via het grond- of oppervlaktewater (Ca: >64 mg/l). Aanrijking van voedingsstoffen kan leiden, naast het verdwijnen van kenmerkende soorten, tot een snellere evolutie naar bos en/of tot vestiging van grote zeggen-vegetaties (Van Dobben et al., 2012). Het type is gevoelig aan fosfaataanrijking (Van Dobben et al., 2012), maar door een gebrek aan data kon hiervoor geen gunstig bereik bepaald worden. Het type is ook gevoelig voor een toename van stikstof in de bodem (C/N: >19,7; totaal N: <0.72%; stikstofdepositie: < 22 kg N/ha/jaar) en kalium in ondiep grondwater (K: <3.1 mg/l). 124 INBO.R

124 Tabel 39: Abiotische bereiken voor het habitattype 7210 Effect (sub) groep Groep Variabele Eenheid Teken Toetswijze Abiotisch bereik Referenties Status 3.1 Luchtkwaliteit N- depositie kg N/ha/jaar < grenswaarde 22 Van Dobben et al Lg 3.2 Bodem N_tot kg/ha 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,41-0,77 Wassen,M.J. et al. 1992; Wamelink et al Ls, Ls Ondiep grondwater Ondiep grondwater K mg/l 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,09-3,8 Giller K.E. & Wheeler B. 1986; Wassen,M.J. et al Ls, Ls Ca mg/l 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Giller K.E. & Wheeler B. 1986; Wassen,M.J. et al Ls, Ls 4.2 Bodem ph_h2o - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 5,7-7,5 De Kort H. 2010; Wamelink et al Ls, Ls 5.1/5.2 Hydrologie GHG m onder maaiveld 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr -0,6--0,34 Giller K.E. & Wheeler B. 1986; Wamelink et al Ls, Ls 5.1/5.2 Hydrologie GLG m onder maaiveld 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr -0,33--0,011 Giller K.E. & Wheeler B. 1986; Wamelink et al Ls, Ls 5.1/5.2 Hydrologie GVG m onder maaiveld 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr -0,28--0,08 Wamelink et al. 2013, 2014 Lg, Ls 7.3 Ondiep grondwater Cl mg/l 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Giller K.E. & Wheeler B. 1986; Wassen,M.J. et al Ls, Ls INBO.R

125 Habitattype 7220: Kalktufbronnen met tufsteenformatie (Cratoneurion) Dit habitattype is gebonden aan plaatsen met actieve kalktufvorming. Kalktufvorming treedt enkel plaatsen op waar het water oververzadigd is aan calcium en bicarbonaat, zodat er kalk kan neerslaan (Beije et al., 2012c; Oosterlynck & De Bie, in prep.). Het habitattype is gevoelig aan verdroging, verzuring en waterverontreiniging. Ook het microklimaat (bijv. temperatuur en licht), stroomsnelheid en topografie beïnvloeden de vorming van kalktuf (Oosterlynck & De Bie, in prep.). Het is essentieel dat het grond- of oppervlaktewater rijk is aan calcium (Ca: >82 mg/l), bicarbonaat (HCO3: >167 mg/l). Ook een hoge ph (>7) is belangrijk. De conductiviteit is bijgevolg ook hoog (EC25: >471 µs/cm). Het water dient arm aan fosfaat te zijn (PO4-P: <0.077 mg/l). Het hoge calcium-gehalte in het water zorgt hier voor een belangrijke natuurlijke buffering. Het kenmerkt zich ook door lage ammoniumconcentraties (NH4-N: <0.2 mg/l). Een kritische stikstofdepositiewaarde is echter niet bekend. 126 INBO.R

126 Tabel 40: Abiotische bereiken voor het habitattype 7220 Effect (sub) groep Groep Variabele Eenheid Teken Toetswijze Abiotisch bereik Referenties 3.1 Luchtkwaliteit N-depositie kg N/ha/jaar < grenswaarde 28 Van Dobben et al Lg 3.4 Oppervlaktewater SO4 mg/l min.-max. min/max 36,81-167,61 Oosterlynck & De Bie 2014 Ls 3.4 Oppervlaktewater K mg/l 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,91-27 Dowding 1990; Oosterlynck & De Bie 2014 Ls, Ls 3.4 Oppervlaktewater N_NH4 mg N/kg droge bodem 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,04-0,19 Dowding 1990; Oosterlynck & De Bie 2014 Ls, Ls 3.4 Oppervlaktewater N_NO3 mmol/m² 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,22-18 Dowding 1990; Oosterlynck & De Bie 2014 Ls, Ls 3.4 Oppervlaktewater P_PO4 mmol/m² 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,033-0,075 Dowding 1990; Oosterlynck & De Bie 2014 Ls, Ls 4.3 Oppervlaktewater HCO3 mg/l min.-max. min/max 167,77-483,85 Oosterlynck & De Bie 2014 Ls 4.3 Oppervlaktewater Cond µs/cm (25 C) min.-max. min/max 471, Oosterlynck & De Bie 2014 Ls 4.3 Oppervlaktewater Ca mg/l 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Dowding 1990; Oosterlynck & De Bie 2014 Ls, Ls 4.3 Oppervlaktewater ph - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 7,1-8,2 Zechmeister,H. et al. 1994; Oosterlynck & De Bie 2014 Ls, Ls 7.3 Oppervlaktewater Cl mg/l min.-max. min/max 14,39-87,43 Oosterlynck & De Bie 2014 Ls Status INBO.R

127 Habitattype 7230: Alkalisch laagveen Kalkmoerasvegetaties zijn in Vlaanderen enkel te vinden waar in de wortelzone gedurende heel het jaar kalkrijk en zuiver grondwater wordt aangevoerd. Net als de andere venen is het gevoelig voor verdroging, vooral in de eerste jaarhelft (GHG: <0.1 m onder maaiveld; GVG: <0.11 m onder maaiveld), maar het grondwater mag ook hooguit ondiep wegzinken (GLG: <0.51 m onder maaiveld; GG: <0.22 m onder maaiveld). Een typische eigenschap van de standplaats is dat het wortelmilieu voldoende geäereerd blijft, waardoor er zich geen water mag stagneren. Het type is het ook voor vernatting gevoelig (GHG: >-0.04m onder maaiveld). Een belangrijk kenmerk van dit habitattype is dat de basenvoorziening via het grondwater op peil blijft (Ca: >102 mg/l; HCO3: >295 mg/l). Een lage zuurgraad van de bodem of grond- /oppervlaktewater is minder een vereiste (bodemph-h2o: >5.1; oppervlaktewaterph: >6.2; grondwaterph: >6.5). Kalkmoerasvegetaties zijn gebonden aan voedselarme milieu s en dit zowel voor stikstof, fosfor en kalium. Voor de bodemmatrix waren hierover, uitgezonderd C/N, echter te weinig onderling vergelijkbare data gevonden om hiermee gunstige bereiken te kunnen bepalen (C/N: >16,5). Voor de grondwaterkwaliteit daarentegen waren meer data beschikbaar (K: <4.4 mg/l; NH4-N: <0.8 mg/l; NO3-N: <6.3 mg/l; PO4-P: < mg/l). Er werd ook waargenomen (Boyer & Wheeler, 1989 en eigen data) dat in het ondiepe grondwater hoge sulfaatconcentraties zelden voorkomen (SO4: <188 mg/l). De achterliggende oorzaak hiervan is nog onduidelijk: mogelijk is het een indirect gevolg van een correlatie met andere milieufactoren, mogelijk heeft sulfaat een wel meer directe invloed op de ontwikkeling door vorming van toxische sulfiden, vrijstelling van fosfaten of toename van de mineralisatie (Beije et al., 2012a). Het type is ook gevoelig voor stikstofdepositie: <16 kg N/ha/jaar. 128 INBO.R

128 Tabel 41: Abiotische bereiken voor het habitattype Effect (sub) groep Groep Variabele Eenheid Teken Toetswijze 3.1 Luchtkwaliteit Ondiep grondwater Ondiep grondwater Ondiep grondwater Ondiep grondwater N- depositie Abiotisch bereik Referenties kg N/ha/jaar < grenswaarde 16 Van Dobben et al Lg K mg/l 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 1,2-2,6 Boyer & Wheeler 1989; Dowding 1990 Ls, Ls N_NH4 mg N/kg droge bodem 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,047-0,82 Boyer & Wheeler 1989; Dowding 1990 Ls, Ls N_NO3 mmol/m² 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,009-6,4 Boyer & Wheeler 1989; Dowding 1990 Ls, Ls P_PO4 mmol/m² 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,007-0,026 Boyer & Wheeler 1989; Dowding Bodem ph_h2o - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 5,4-7,7 Wheeler et al. 2004; Wamelink et al Ls, Ls Ondiep grondwater Ondiep grondwater Ca mg/l 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Boyer & Wheeler 1989; Dowding 1990 Ls, Ls ph - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 6,5-7,8 Boyer & Wheeler 1989; Flintrop,T Ls, Ls 4.3 Oppervlaktewater ph - 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 6,5-8,3 Sjörs,H. 1950; Zoltai,S.C. et al. 1995; Wheeler et al Ls, Ls, Ls 5.1/5.2 Hydrologie GG m onder maaiveld 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,018-0,26 Succow, M. 1988; Goebel 1996; Inbo 2014 Ls, Ls, Rp 5.1/5.2 Hydrologie GHG m onder maaiveld 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr -0,13-0,08 5.1/5.2 Hydrologie GLG m onder maaiveld 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr -0,1-0,45 Goebel 1996; Wheeler et al. 2004; Inbo 2014; Wamelink et al Flintrop,T. 1994; Goebel 1996; Wheeler et al. 2004; Inbo 2014; Wamelink et al Status Ls, Ls Ls, Ls, Rp, Ls Ls, Ls, Ls, Rp, Ls 5.1/5.2 Hydrologie GVG m onder maaiveld 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr 0,011-0,21 Wamelink et al. 2013; Inbo 2014; Wamelink et al Lg, Rp, Ls INBO.R

129 7.9 Bossen Luc De Keersmaeker Foto 11: Oud eikenbos (9190) in het bosreservaat Sevendonck (Luc De Keersmaker). Habitattypen 9110 en 9120: Beukenbossen van het type Luzulo-Fagetum en Atlantische zuurminnende beukenbossen Habitattype 9110 (Beukenbossen van het type Luzulo-Fagetum) wordt beschouwd als een contintaal en submontaan habitattype dat in Vlaanderen enkel in matig ontwikkelde vorm aanwezig is in de Voerstreek (Decleer 2007). De standplaatsvereisten in Vlaanderen lopen evenwel gelijk met die van habitattype 9120 (Atlantische zuurminnende beukenbossen) zodat de gunstige bereiken die voor 9120 werden afgeleid, ook op 9110 kunnen worden toegepast. Atlantische zuurminnende beukenbossen zijn gebonden aan een zure bodem (grenswaarde ph-cacl 2 < 4,1) (Tabel 42), met een textuur die sterk kan variëren. Door gebreksverschijnselen en toxiciteiten ontbreken de meeste voorjaarsbloeiers op dergelijke zure bodems (Falkengren-Grerup & Tyler 1993; Falkengren-Grerup et al. 1995). De standplaats van dit habitat is meestal niet door grondwater beïnvloed, hoewel ondiep basenarm grondwater of stuwwater een rol kunnen spelen, vooral in het westen van Vlaanderen. De strooisellaag kan tot 13 cm dik zijn, wat een gevolg is van de dominantie van boomsoorten met moeilijk afbreekbaar strooisel (eik, beuk) en van sterke beschaduwing. De hoeveelheid Olsen P kan tot 43,6 mg/kg P bedragen. De grenswaarde 130 INBO.R

130 (kritische waarde) voor N depositie werd vastgelegd op 20 kg / ha / jaar (van Dobben et al. 2012). Tabel 42: Abiotische bereiken voor het habitattype Nr Effect- (sub) groep Groep variabele Variabele Eenheid Teken Toetswijze Abiotisch bereik Status Referentie 3.1 luchtkwaliteit N-depositie mgn/kg < grenswaarde 20 Lg Van Dobben et al bodem N_Kj % percentiel 0, Rp De Keersmaeker et al bodem P_Olsen mg P/kg < 90-percentiel 43,6 Rp De Keersmaeker et al bodem P_tot kg/ha 5%-95% 5-95% percentiel Inbo 2009; Wamelink et Rp, Ls freq.distr al bodem strooisel cm < 90-percentiel 12,0 Rp De Keersmaeker et al bodem ph_cacl percentiel 2,9-4.1 Rp De Keersmaeker et al Habitattypen 9130 en 9160: Atlantisch neutrofiel beukenbos, beukenbos van het type Asperulo-Fagetum en Eiken-haagbeukenbos In Vlaanderen komt habitattype 9130 (Atlantische en Midden-Europese neutrofiele beukenbos) grotendeels voor op gelijkaardige standplaatsen voor als het habitattype 9160 (Eiken-Haagbeukenbos), maar 9130 is beperkt tot de Atlantische regio waar wilde hyacint als kenmerkende soort aanwezig is (van Landuyt et al. 2006). Habitattypen 9130 en 9160 zijn sterk gebonden aan leemgronden (leemfractie >58%). Door de aanwezigheid van een kritische voorjaarsflora zijn de habitattypen 9130 en 9160 erg gevoelig voor verzuring. De ondergrens voor ph-cacl 2 ligt op 3.0 (9130) en 3.2 (9160). Wilde hyacint heeft vergeleken met andere voorjaarssoorten een ruime amplitude m.b.t. de zuurheid van de bodem (Thomaes et al. 2011), wat de lagere grenswaarde van 9130 kan verklaren. Bij verdere verzuring onder de grenswaarden verdwijnt de voorjaarsflora grotendeels (een uitzondering is bvb. Witte klaverzuring) en ontstaat een zuurminnend beukenbos (9120). De soortenrijke vormen van beide habitattypen (Asperulo-Fagetum en neutroclien Eiken-Haagbeukenbos) vereisen echter een bodem ph die ver boven de grenswaarde ligt (ph-cacl 2 > 5). Vergeleken met habitattype 9120 is de bodem van 9130 en 9160 minder arm en is er een betere menging van het strooisel met de minerale bodem. Hierdoor is de strooisellaag niet dikker dan 6,3 cm (9130) en 4,0 cm (9160). De hoeveelheid Olsen-P kan in deze matig zure bodems oplopen tot ongeveer 60 mg/kg. De beschikbaarheid van P is immers hoger in matig zure bodems dan in sterk zure of kalkrijke bodems (Brady 1966). De grenswaarde (kritische waarde) voor N depositie is gelijk aan die van 9120 en werd vastgelegd op 20 kg / ha / jaar (van Dobben et al. 2012). Dit is wellicht te hoog: de bodems van leemplateaus bevinden zich in het uitwisselingsbufferbereik en zijn hierdoor bijzonder gevoelig voor verzuring (Brahy et al. 2000). De ecologische effecten zijn er groter dan in habitattypen 9120 en 9190 waarvan de bodems zich reeds in het aluminiumbufferbereik bevinden. De kenmerkende vegetatie van habitattypen 9130 en 9160 is, i.t.t. de vegetatie van 9120 en 9190, bijzonder gevoelig voor verdere verzuring (Falkengren-Grerup U 1986; Diekmann et al. 1999; Falkengren- Grerup & Tyler 1993; Falkengren-Grerup et al. 1995). In Meerdaalwoud werd tussen 1953 en 2000 een sterke bodemverzuring en simultane verarming van de vegetatie vastgesteld (Baeten et al. 2009), wellicht onder invloed van relatief lage maar aanhoudende deposities. INBO.R

131 Tabel 43: Abiotische bereiken voor het habitattype Nr Effectsubgroep Groep variabele Variabele Eenheid Teken Toetswijze Abiotisch bereik Status Referentie 3.1 depositie N kg/ha/jaar < 20,0 Lg van Dobben et al bodem N_Kj % percentiel 0, Rp De Keersmaeker et al bodem P_Olsen mg P/kg < 90-percentiel 60,5 Rp De Keersmaeker et al bodem strooisel cm < 90-percentiel 6,3 Rp De Keersmaeker et al bodem ph_cacl2 - > 90-percentiel 3,0 Rp De Keersmaeker et al Tabel 44: Abiotische bereiken voor het habitattype Nr Effectsubgroep Groep variabele Variabele Eenheid Teken Toetswijze Abiotisch bereik Status Bron 3.1 depositie N kg/ha/jaar < 20,0 Lg van Dobben et al bodem N_Kj % > percentiel 0, Rp De Keersmaeker et al bodem P_Olsen mg P/kg < 90-percentiel 59,8 Rp De Keersmaeker et al bodem ph_cacl2 - > 90-percentiel 3,2 Rp De Keersmaeker et al Habitattype 9150: Midden-Europese kalkrijke beukenbossen Midden-Europese kalkrijke beukenbossen zijn in Vlaanderen slechts marginaal aanwezig door het ontbreken van geschikte standplaatsen. Dit bostype kan slechts voorkomen op plaatsen waar mergel dagzoomt en dus vrij CaCO 3 in de bodem aanwezig is (Bobbink et al. 2008). De bodem ph-kcl is hierdoor nooit lager dan 5,5 (Bobbink et al. 2008). De strooiselafbraak gaat op de kalkrijke bodem snel en wordt verder in de hand gewerkt door korte kapcycli, als onderdeel van een hakhout- of middelhoutbeheer. Hierdoor treedt geen strooiselophoping op (Bobbink et al. 2008). Tabel 45: Abiotische bereiken voor het habitattype Nr Effectsubgroep Groep variabele Variabele Eenheid Teken Abiotisch bereik Status Referentie 4.2 bodem strooisel cm = 0,0 Ls Bobbink et al bodem ph_kcl - > 5,5 Ls Bobbink et al bodem CaCO3 % > 0,0 Ls Bobbink et al Habitattype 9190: Oude zuurminnende eikenbossen op zandvlakten Het habitat van oude zuurminnende eikenbossen (9190) is gebonden aan zure zandgronden. ph-cacl 2 is in de regel lager zijn dan 3,4, wat impliceert dat de bodem zich in het aluminiumbufferbereik bevindt (Ulrich 1991). Hierdoor is in dit habitattype geen voorjaarsflora aanwezig. Dit neemt niet weg dat ook de minder gevoelige soorten die kenmerkend zijn voor dit habitat, bij voorbeeld echte guldenroede, hengel en blauwe bosbes, kunnen achteruitgaan door verdere verzuring (Nygaard & Abrahamson, 1991). De hoeveelheid Kjeldahl N is lager dan bij 9120 (< 0.27%), een gevolg van de lagere hoeveelheid organisch materiaal in de bovenste minerale bodem. Ook de strooisellaag van 9190 is minder dik (< 9 cm) dan van habitattype Bij verdere rijping van de bodem neemt de nutriëntenvoorraad toe en evoluert de habitat naar een zuurminnend beurkenbos (habitattype 9120) (Leushner 1997). Het gehalte Olsen- P van habitat 9190 is laag (< 13,5 mg/kg), wellicht ten dele een gevolg van de sterke vastlegging van P door aluminium in de zeer zure bodem. Aangezien dit habitattype afhankelijk is van voedselarme omstandigheden, met ondermeer een geringe N voorraad, is het erg gevoelig voor N- 132 INBO.R

132 deposities. N-deposities mogen niet meer dan 15/kg/jaar bedragen (van Dobben et al. 2012). Tabel 46: Abiotische bereiken voor het habitattype Nr Effect- (sub) groep Groep variabele Variabele Eenheid Teken Toetswijze Abiotisch bereik Status Bron 3.1 depositie N kg/ha/jaar < 15,0 Lg van Dobben et al bodem N_Kj % < 90-percentiel 0,27 Rp De Keersmaeker et al bodem N_tot kg/ha 5%-95% 5-95% percentiel freq.distr Rp, Ls Inbo 2009; Wamelink et al bodem P_Olsen mg P/kg < 90-percentiel 13,5 Rp De Keersmaeker et al bodem strooisel cm < 90-percentiel 8,8 Rp De Keersmaeker et al bodem ph_cacl 2 - < 90-percentiel 3,4 Rp De Keersmaeker et al Habitattype 91E0: Alluviale bossen met Alnus glutinosa en Fraxinus excelsior Dit prioritaire habitattype omvat diverse vegetatietypen op sterk uiteenlopende standplaatsen. Goudveil-Essenbos (91E0_bron) kan zich ontwikkelen bij een permanent hoge grondwatertafel met uittredend grondwater in reliëfrijke omgeving. Bronnen hebben meestal een hoge ph, maar die kan ook kalkarm zijn en de bodem kan een uiteenlopende textuur hebben. Het sulfaatgehalte van het bronwater mag niet hoger zijn dan 124 mg/kg Het Vogelkers-Essenbos is meestal beekbegeleidend maar kan ook zonaal voorkomen op bodems met een uiteenlopende textuur. Een strooisellaag is nauwelijks aanwezig (< 1 cm), het humustype wordt getypeerd als een mull. De ph is hoog (ph-cacl2 > 4,1; of zelfs ph-kcl > 4,8) door buffering met basenrijk grondwater. De gemiddelde hoogste grondwaterstand is nooit lager dan 32 cm onder het maaiveld, maar de bodem wordt in het vegetatieseizoen oppervlakkig droog. Goed ontwikkelde voorbeelden van dit habitat vereisen zeer lage concentraties Olsen- P (< 7,1 mg/kg). Hogere P beschikbaarheid kan aanleiding geven tot dominantie van Grote brandnetel en verlies aan bosplanten met een geringe concurrentiekracht (Pigott & Taylor 1964; Pigott 1971; McKendrick 1996; De Keersmaeker et al. 2004; Baeten et al. 2010). De stikstofvoorziening is in dit habitat door de snelle mineralisatie en nitrificatie doorgaans minder bepalend (De Keersmaeker et al. 2004). De grenswaarden voor Kjeldahl N en atmosferische depositie liggen op respectievelijk 0,42% N en 26 kg N / ha/ jaar. Mesotroof broekbos (91E0_meso) vereist een zeer hoge grondwatertafel met geringe schommelingen (GLG > -30 cm). Het grondwater is in de regel basenrijk met een ph die meestal hoger is dan 6 (Stortelder et al. 1998). Op basis van eigen waarnemingen werd de (onder)grenswaarde voor de bodem ph-cacl2 gelegd op 3. Door de constant hoge grondwaterstand treedt veenvorming op (Stortelder et al. 1998). Door het organische karakter van de bodem en door het stikstoffixerende vermogen van Zwarte els is een hoge KjeldahlN voorraad aanwezig ( %). In de permanent natte, gereduceerde bodem kan de beschikbaarheid van P hoog zijn, met Olsen-P waarden tot tot 27 mg/kg bij een totale P-voorraad van maximaal 2252 mg/kg. Grenswaarden voor N-deposities zijn niet bepaald, maar liggen vermoedelijk in de lijn van andere subtypen van 91 E 0 (26-34 kg N/ha/jaar). Oligotroof broekbos (91E0_oli) ontwikkelt zich bij gelijkaardige grondwaterstanden als het mesotroof broekbos, waar de grondwaterkwaliteit is sterk verschillend. Het grondwater is eerder zuur en basenarm, met een ph lager dan 6 (Stortelder et al. 1998). De bodem ph- INBO.R

133 water situeert zich tussen 3,9 en 4,9 (Wouters et al. 2014). Stortelder et al. (1998) geven bodem ph-kcl waarden op tussen 2,5 en 4,5; de Vlaamse grenswaarden situeren zich op 3,0 en 4,0. De hoeveelheid Olsen-P in de bodem is lager dan 7,2 mg/kg. Onder deze zure omstandigheden kan de strooisellaag vrij dik zijn, tot ongeveer 10 cm. Grenswaarden voor N-deposities zijn niet bepaald, maar liggen vermoedelijk in de lijn van andere subtypen van 91 E 0 (26-34 kg N/ha/jaar). Het Ruigte-Elzenbos (91E0_eutr) mag beschouwd worden als een een rompvegetatie van het elzen-essenbos of het mesotroof elzenbroekbos. Het heeft hierdoor weinig specifieke bodemkenmerken, met een brede amplitude voor bijvoorbeeld bodem-ph-cacl2 (grenswaarde > 3,9). Aangezien het zich vaak heeft ontwikkeld op bemeste graslanden of ontstaan is door een lichte verstoring van elzenbroek, is de grenswaarde voor Olsen-P relatief hoog (< 44,3 mg/kg). Grenswaarden voor N-deposities zijn niet bepaald, maar liggen vermoedelijk in de lijn van andere subtypen van 91 E 0 (26-34 kg N/ha/jaar). 134 INBO.R

134 Tabel 47: Abiotische bereiken voor het habitattype 91E0. Nr Effectsub groep Groep variabele 91E0_bron 91E0_eutr 91E0_meso 91E0_oli 91E0_veb 91E0_wvb Variabele Eenheid Toetswijze Teken AB AB AB AB AB AB Status Referentie 3.1 luchtkwaliteit N- depositie kg/ha/jaar grenswaarde < Lg van Dobben et al bodem N_Kj % percentiel 10%-90% 0,19-0,37 0,36-1,02 0,13-0,28 0,25-0,42 Rp De Keersmaeker et al bodem N_tot kg/ha 5-95% percentiel freq.distr 5%-95% Rp, Ls Inbo 2009, 2014; Wamelink et al bodem P_Olsen mg P/kg 90-percentiel < 44,32 27,10 7,17 7,06 Rp De Keersmaeker et al bodem 3.3 P_tot kg/ha 5-95% percentiel freq.distr 5%-95% Rp, Ls Inbo 2014; Wamelink et al ondiep grondwater N_NO3 mmol/m² min/max Rr Wouters et al bodem strooisel cm 90-percentiel < 1,00 5,00 10,33 1,00 Rp De Keersmaeker et al bodem ph_cacl2 - (10-) 90-percentiel > 3,90 3,02 3,26-3,50 4,06 Rp De Keersmaeker et al bodem ph_h2o % percentiel freq.distr 5%-95% Rp, Ls Inbo 2014; Wamelink et al ondiep grondwater Cond µs/cm (25 C) min/max O.G.-B.G Rr Wouters et al ondiep grondwater SO4 mg/l min/max Rr Wouters et al /5.2 hydrologie GG 5.1/5.2 Hydrologie GLG 5.1/5.2 Hydrologie GVG m onder maaiveld m onder maaiveld m onder maaiveld 5-95% percentiel freq.distr 5%-95% Ls, Rp Goebel, W. 1996; Inbo % percentiel freq.distr Ls, Ls, Rp, Ls 5-95% percentiel freq.distr 5%-95% Lg, Rp, Ls Giller K.E. & Wheeler B. 1986; Succow, M. 1988; Inbo 2014; Wamelink et al Wamelink et al. 2013; Inbo 2014; Wamelink et al INBO.R

135 8 Onzekerheden bij de afbakening van een gunstig abiotisch bereik In voorgaand hoofdstuk werd een overzicht gegeven van het gunstige bereik per habitattype. Het lijkt ons nuttig om een aantal onzekerheden nog eens in beeld te brengen om aansluitend een aantal mogelijkheden tot verfijning op te lijsten. Onvoldoende informatie De afwezigheid van een gunstig bereik voor een bepaalde milieuvariabele t.a.v. een bepaalde milieudruk betekent niet dat deze druk geen effect heeft op het habitattype. Er ontbreekt enkel een kwantitatieve onderbouwing, omdat we niet over de nodige data beschikken of omdat de data onvoldoende betrouwbaar waren. Onzekerheid over de classificatie van vegetatie(type)s in habitattypen In de meerderheid van de studies heeft de data betrekking op vegetatietypes. Het habitattype moest dan worden afgeleid uit de vegetatiekundige beschrijving of uit de vermelding van een lokale of landelijke vegetatiekundige typering. Internationale verschillen in de vegetatiekundige samenstelling van een type, alsook het gebruik van verschillende vegetatiekundige indelingen en definities leiden tot een ruimer begrip van het habitattype. Onzekerheid over de lokale staat van instandhouding Slechts weinig publicaties of datasets geven een aanduiding van de lokale staat van instandhouding. Vaak diende dit uit de beschrijving van het onderzoek geïnterpreteerd te worden. Enkel wanneer in het onderzoek duidelijk was aangegeven dat sites met goed ontwikkelde vertegenwoordigers van een vegetatietype geselecteerd werden, werd voor deze gegevens de LSVI als gunstig beschouwd. In de andere gevallen werd de LSVI als onbekend genoteerd. Het gebruik van verschillende beoordelingsmethoden voor de staat van instandhouding bemoeilijkt het afleiden van één specifieke grenswaarde. Wouters et al. (2014) bepaalden voor elke vegetatieopname de lokale staat van instandhouding op basis van een biotische indicator. Er kan niet uitgesloten worden dat een opname verkeerdelijk de beoordeling gunstig kreeg of omgekeerd. Alle resulterende grafieken werden daarom nog eens manueel gecontroleerd. In de dataset van De Keersmaeker et al is overwegend goed ontwikkeld habitat aanwezig (gunstige staat van instandhouding). Hierdoor zijn de grenzen met niet-habitat of niet goed ontwikkeld habitat moeilijk vast te leggen. Onzekerheid over de representativiteit voor Vlaanderen In het ideale geval beschikken we voor elk habitatype over Vlaamse data, die we vervolgens aftoetsen aan (inter)nationale data. In de praktijk moeten we evenwel vaak beroep doen op internationale data of publicaties om een gunstig abiotisch bereik kwantitatief te onderbouwen. Afhankelijk van hoe gedetailleerd de onderzochte locaties beschreven zijn, kunnen we in mindere of meerdere mate de bruikbaarheid van die data voor Vlaanderen inschatten. Relaties tussen milieuvariabelen, interacties met biotische factoren - causaliteit Het gebruik van abiotische bereiken kan gekaderd worden in een traditionele opvatting waarin omgevingskenmerken een biotische gemeenschapssamenstelling in sterke mate determineren. Dit is echter maar in beperkte mate het geval en dergelijk reductionisme werd al uitvoerig bekritiseerd (o.a. Moss 2007 voor aquatische systemen). De draagkracht van een 136 INBO.R

136 meer voor nutriëntenbelasting, bijvoorbeeld, is afhankelijk van hydrologische, geochemische en biologische processen die de beschikbaarheid van nutriënten voor biota bepalen. De gemeenschapssamenstelling die hiermee gepaard gaat is ook afhankelijk van biologische interacties, landschapskenmerken, stochastische verschijnselen, de intensiteit en aard van andere drukken Dit alles valt niet in een beperkt aantal getallen te vatten. Ondermeer door aanzienlijke verschillen tussen individuele systemen is een vegetatierespons vaak ook gespreid over een brede range voor de drukgerelateerde variabelen, wat het afleiden van een specifieke waarde uit surveygegevens bemoeilijkt. Een klassiek voorbeeld hiervan is dat aanwezigheid van submerse vegetatie over een zeer breed bereik voor totaalfosfor (TP) kan worden waargenomen. Ook lag-effecten en onevenwichten na herstel interfereren bij het gebruik van dergelijke data. Biologische effecten van milieuvariabelen zijn zelden onafhankelijk van andere variabelen en soms kan een drempel pas tot uiting komen vanaf een bepaalde waarde van een andere variabele (bijv. verlies van submerse vegetatie door stikstofadditie bij matig-hoge fosforwaarden; Jeppesen et al. 2011), of als bepaalde combinaties op een zelfde moment een tijdelijke toename vertonen (Pulido et al. 2012a). Daarnaast is er een sterke interactie tussen drukken en biologische componenten. Barker et al. (2008a) beschrijven een voorbeeld waarbij toegenomen chloriniteit, zowel via een verhoogde vrijstelling van fosfor uit het sediment als door verlaging van de zooplanktondruk op het fytoplankton, negatieve gevolgen heeft op kranswiergemeenschappen. Heel wat abiotische kenmerken zijn met elkaar gecorreleerd en oefenen deze in wisselende mate een effect uit op de habitat. We geven hier ter illustratie enkele voorbeelden. Er bestaat een verband tussen soortenrijkdom van stilstaande wateren en hun grootte, zodat een studie gericht op grotere meren wellicht een hoger aantal sleutelsoorten bij een bepaalde abiotische waarde oplevert dan een studie die enkel kleine poelen beschouwt. Het is veelal onmogelijk om nauwkeurig in te schatten hoe dergelijke verschillen de toepasbaarheid van elders gegenereerde waarden beïnvloeden. Sommige habitattypen worden beschouwd als grondwaterafhankelijk, hoewel ze verzuringsgevoelig zijn. Op de meeste plaatsen zijn deze inderdaad op hogere grondwaterstanden aangewezen omdat zuurneutraliserende stoffen via het grondwater aangevoerd worden. Lokale omstandigheden (bijv. aanwezigheid van kalk, kleilaagjes in de bodem) kunnen echter ook in de nodige buffering voorzien. Ook het omgekeerde is mogelijk: sommige habitattypen staan bekend als verzuringsgevoelig, terwijl ze vooral afhankelijk zijn van grondwaterinvloed. Dit is te verklaren omdat op vele plaatsen het grondwater mineraalrijk is. Echter op plaatsen met mineraalarm grondwater kan het type evenzeer goed tot ontwikkeling komen. Deze complexiteit kan het best multivariaat onderzocht worden, wat in deze studie om praktische en methodologische redenen niet haalbaar was. Grenswaarden die univariaat zijn afgeleid, zijn op zich correct, maar niet op alle plaatsen en onder alle omstandigheden van toepassing. Dit werd in de mate van het mogelijke opgevangen door een verkennende dataanalyse en een kritische vergelijking met cijfermateriaal uit de literatuur, voor zover beschikbaar. Om dergelijke problemen in de mate van het mogelijke te vermijden is in principe een inschatting van de lokale vereisten van een habitattype in zijn lokale verschijningsvorm op basis van de specifieke kenmerken te verkiezen dan te refereren naar generieke bereiken. Hieruit volgt dat, net zoals bij de instandhoudingsdoelen, de abiotische habitatdoelstellingen best op het niveau van een SBZ zouden worden vastgesteld, rekening houdend met de lokale omstandigheden, de aard en de historiek van de habitats in kwestie (JNCC 2005). Ook dan blijft het modelmatig goed kwantificeren van specifieke vereisten, vooral voor kleinere INBO.R

137 systemen, zeer moeilijk en veel van de hiervoor nodige basisinformatie kan enkel op projectniveau worden verkregen. Processen die afhankelijk zijn van relatieve wijzigingen in de toestand van milieuvariabelen, kunnen niet voldoende beoordeeld worden indien één toestand (grenswaarde) beschouwd wordt. Een illustratief voorbeeld is de mineralisatie/afbraak van organisch materiaal. Bij een lagere grondwaterstand en hoger zuurstofaanbod wordt meer organisch materiaal afgebroken. Het is vooral de grootte van de wijziging van de grondwaterstand, eerder dan de absolute grondwaterstanden die bepaalt hoeveel organische stof er voor afbraak beschikbaar is. Bij de afbraak van het organisch materiaal komen voedingsstoffen vrij die kunnen leiden tot eutrofiëring. Gebruik van maten voor belasting? Met uitzondering van de kritische lasten voor N-depositie hebben de abiotische bereiken betrekking op meetvariabelen die niet de intensiteit van de druk zelf weergeven, maar een resulterende milieutoestand. Doorgaans zijn dit concentraties van stoffen in de waterkolom. Het gebruik van maten voor belasting (bijv. fosforbelasting in kg.ha -1.jaar -1 in plaats van fosfor als een orthofosfaat- of totaalfosforconcentratie) zou een meer correcte weergave van een druk op een aquatisch systeem geven, maar is in Vlaanderen momenteel maar zelden goed te schetsen, in het bijzonder voor stilstaande wateren. Lange-termijneffectent De respons van een habitat op een milieudruk is vaak (zeer) traag, zodat een lange-termijn monitoring van de relatie habitat-abiotiek noodzakelijk kan zijn om een gunstig abiotisch bereik te bepalen. Een voorbeeld hiervan zijn de lange-termijn effecten van verzuring in Meerdaalwoud, onder invloed van relatief lage deposities (zie H7-bossen). Bovenstaande onzekerheden indachtig kunnen we niet genoeg benadrukken dat het gunstig abiotisch bereik vanuit de best beschikbare data is afgeleid en met grote voorzichtigheid moeten worden gebruikt. 138 INBO.R

138 9 Mogelijkheden voor een betere onderbouwing van het gunstig abiotisch bereik Om het gunstig abiotisch bereik voor de habitattypen in Vlaanderen verder te verfijnen, is bijkomend onderzoek wenselijk naar de milieucondities die nodig zijn voor een duurzame instandhouding van specifieke habitattypen. Bij voorkeur wordt gekozen voor een uniforme aanpak over verschillende habitattypen heen. In het lopende Habnormproject op het INBO wordt werk gemaakt van een gerichte dataverzameling met het oog op het geïntegreerd karakteriseren van biotische en abiotische karakteristieken van habitattypen en het afleiden van een gunstig abiotisch bereik. Er wordt bijkomend referentiemateriaal verzameld specifiek voor Vlaanderen. Habitatdefinities (en opbouw van biotische referentiebestanden) worden verder op punt gesteld. Ook de Natura 2000 monitoring, waarbij ook gecombineerde biotische en abiotische gegevens verzameld worden, draagt bij tot dit project net als nog andere INBO-projecten. Op termijn kan een gunstig bereik afgeleid van eigen, Vlaamse data, deze gebaseerd op internationale data vervangen. In dit rapport werd voor 3130, 3260, 4010, 4030, 6230, 6410, 6510, 7140, 7150, 7220, 9120, 9130, 9160 en 91E0 voornamelijk gebruik gemaakt van Vlaamse data. Lange-termijnonderzoek van de relatie habitat abiotiek, bij voorbeeld op LTER sites, is van groot belang om lange-termijn effecten vast te stellen en op basis hiervan het gunstig abiotisch bereik te verfijnen. Ook de bepaling van de staat van instandhouding op basis van vegetatie, verstoringsindicatoren en structuur (Oosterlynck et al. 2014), de bepaling van het gunstig abiotisch bereik en de integratie van beide kan verder worden verfijnd op basis van groeiende inzichten en geïntegreerd verzamelde data. Meer data en betere modellen moeten onzekerheidsmarges verkleinen. In een later stadium kunnen ook andere soortengroepen toegevoegd worden. Om de kritische depositiewaarden in Vlaanderen verder te verfijnen, lijkt een modelmatige aanpak het meest aangewezen. We beschikken in Vlaanderen over weinig empirische gegevens uit langetermijn-experimenten naar stikstoftoedieningen. Voor een opsomming van de informatie- en modelnoden om, vertrekkende van een stikstof- of zuurbalans, een SMBgebaseerde kritische last (voor verzurende of vermestende effecten van stikstof) voor elk habitattype te bepalen wordt verwezen naar Hens & Neyrinck INBO.R

139 Bijlage 1: Definities effectgroepen Onderstaand worden de verschillende definities gegeven voor de effectgroepen en subgroepen. Effectgroep 1: Ruimtebeslag Ruimtebeslag is het directe oppervlaktegebonden verlies van ruimte en/of een daling van de kwaliteit van ruimte die noodzakelijk is voor een habitattype of het leefgebied van een habitat- of vogelrichtlijnsoort. Het kan hierbij gaan om tijdelijk verlies (bv. tijdelijke stockageruimte, tijdelijke werfweg, ), permanent verlies (bv. aanleg overstromingsgebied, bouw bedrijfsgebouw, aanleg snelweg, ) of een kwaliteitswijziging in de structuurkenmerken van een habitat. Effectgroep 2: Versnippering Versnippering is een ruimtelijke wijziging die de uitwisseling van zowel de habitat- en vogelrichtlijnsoorten als de habitattypische soorten van de Natura 2000 habitattypen) tussen verschillende leefgebieden bemoeilijkt of verhindert. Hierdoor neemt de ruimtelijke samenhang van het populatienetwerk af. Effectgroep 3: Eutrofiëring Eutrofiëring is de toename (in absolute zin of in beschikbaarheid) van de hoeveelheid voedingsstoffen in het milieu. De voornaamste maar niet exclusieve eutrofiërende stoffen zijn fosfor (onder de vorm van fosfaten) en stikstof (onder de vorm van nitraten en ammoniumverbindingen). Eutrofiëring kan gebeuren via de lucht (bv. inwaai van voedingsstoffen, atmosferische stikstofdepositie), via de bodem (bv. bemesting) of via het grond- en oppervlaktewater. Op zich doet dit medium er niet toe, maar om praktische redenen is het effect in vier subgroepen ingedeeld. Zo kan met name de impact van een welbepaalde ingreep zo nauwkeurig mogelijk gesitueerd worden. Al naargelang het medium waarbinnen de nutriënten of de stoffen die hun vrijstelling kunnen bevorderen, zich verspreiden, kan onderscheid gemaakt worden tussen eutrofiëring via de lucht (subgroep 3.1), bodem (subgroep 3.2), grondwater (subgroep 3.3) en oppervlaktewater (subgroep 3.4). Subgroep 3.1 Eutrofiëring via de lucht De toename (in absolute zin of in beschikbaarheid) van de hoeveelheid voedingsstoffen in het milieu door stoffen die zich via de lucht verspreiden. Subgroep 3.2 Eutrofiëring via de bodem De toename (in absolute zin of in beschikbaarheid) van de hoeveelheid voedingsstoffen in het milieu door stoffen die rechtstreeks worden toegediend. Subgroep 3.3 Eutrofiëring via het grondwater De toename (in absolute zin of in beschikbaarheid) van de hoeveelheid voedingsstoffen in het milieu door stoffen die zich via het grondwater verspreiden of die door mineralisatie kunnen worden vrijgesteld. Subgroep 3.4 Eutrofiëring via het oppervlaktewater De toename (in absolute zin of in beschikbaarheid) van de hoeveelheid voedingsstoffen in het milieu door stoffen die zich via het oppervlaktewater verspreiden. Effectgroep 4: Verzuring Een daling van de zuurtegraad in bodem of water door een verhoogde concentratie aan waterstofionen (H+). Dit leidt tot een afname van de buffercapaciteit (het neutralisatievermogen) van bodem of water. Al naargelang het medium waarbinnen de zuren, de stoffen die hun vorming kunnen bevorderen of neutraliseren, zich verspreiden, kan onderscheid gemaakt worden tussen verzuring via de lucht (subgroep 4.1), grond- en oppervlaktewater (resp. subgroep 4.2 en 4.3). Subgroep 4.1 Verzuring via de lucht 140 INBO.R

140 Verzuring door de depositie van verbindingen die direct of indirect de concentratie aan waterstofionen (H+) in bodem of water verhogen, bijv. zwaveldioxide (SO2), stikstofoxide (NOx) en ammoniak (NH3). Subgroep 4.2 Verzuring via het grondwater Verzuring door een verlaging in de wortelzone van de verhouding van aanvoer/productie van bufferende stoffen t.o.v. zuurvormende verbindingen, veroorzaakt door een wijziging van de grondwaterstand. Subgroep 4.3 Verzuring via het oppervlaktewater Verzuring door een vermindering in de wortelzone en/of de waterkolom van de verhouding van aanvoer/productie van bufferende stoffen t.o.v. zuurvormende verbindingen, veroorzaakt door een wijziging (kwantitatief of kwalitatief) van de toevoer via het oppervlaktewater. Effectgroep 5: Wijziging (grond)waterstand Het dalen of stijgen van het waterniveau, van de kwelintensiteit of duur. Voor terrestrische habitattypen heeft deze effectgroep betrekking op een wijziging van de grondwaterstand. Voor waterlichamen worden effecten van wijzigingen in het regime van het oppervlaktewaterpeil en/of waterkwaliteit, indien veroorzaakt door gewijzigde grondwaterstromingen, ook tot deze effectgroep gerekend. Het betreft enerzijds verdroging (subgroep 5.1), anderzijds vernatting (subgroep 5.2). Subgroep 5.1 Verdroging Het dalen van het grondwaterniveau of van de kwelintensiteit of duur. Subgroep 5.2 Vernatting Het stijgen van het grondwaterniveau of van de kwelintensiteit of duur. Effectgroep 6: Wijziging van de hydrologie van een oppervlaktewaterlichaam Een oppervlaktewaterlichaam is te omschrijven als: een onderscheiden oppervlaktewater, zoals een meer, een wachtbekken, een spaarbekken, een stroom, een rivier, een kanaal, een overgangswater, of een deel van een stroom, rivier, kanaal of overgangswater (Decreet betreffende het integraal waterbeleid, 2003). In de context van deze nota wordt het begrip verengd tot deze waterlichamen die behoren tot een Natura 2000 habitattype of tot een leefgebied van een habitat- of vogelrichtlijnsoort. Een wijziging van het hydrologische regime kan van tweeërlei aard zijn: een wijziging, i.e. een toe- of een afname, van de stroomsnelheid en/of van de verblijftijd in stilstaande of stromende wateren. een wijziging in het waterpeil- of overstromingsregime (duur en/of frequentie) binnen het waterlichaam Effectgroep 7: Verzoeting en verzilting Een indirecte wijziging van het chloridengehalte ([Cl-]) in het milieu ten gevolge van hydrologische wijzigingen (bijv. grondwaterhuishouding of het overstromingsregime). De effecten op de biota zijn het gevolg van fysisch-chemische wijzigingen. Deze effecten kunnen zich zowel voordoen in waterlichamen als erbuiten. Verzoeting en verzilting zijn op basis van deze definitie uitsluitend gesitueerd in de kustduinen en de polders. Een wijziging van het chloridegehalte in het milieu door het onttrekken of toevoeren van zouten of (bv. door strooizout) of van verbindingen die de vorming beïnvloeden, wordt tot de effectgroep 8 Verontreiningen gerekend. Al naargelang het medium waarbinnen de chloriden zich verspreiden, kan onderscheid gemaakt worden tussen verzoeting/verzilting via het grondwater (subgroepen 7.1 en 7.3) en oppervlaktewater (subgroepen 7.2 en 7.4). Subgroep 7.1 Verzoeting via het grondwater De afname van het chloridengehalte ([Cl-]) in het milieu door een wijziging in de grondwaterhydrologie (dynamiek/kwaliteit). INBO.R

141 Subgroep 7.2 Verzoeting via het oppervlaktewater De afname van het chloridengehalte ([Cl-]) in het milieu door een wijziging in de oppervlaktewaterhydrologie (dynamiek/kwaliteit). Subgroep 7.3 Verzilting via het grondwater De toename van het chloridengehalte ([Cl-]) in het milieu door een wijziging in de grondwaterhydrologie (dynamiek/kwaliteit). Verzilting kan optreden over het gehele spectrum tussen zoet (<200 mg Cl/l) en zeer zout (> mg Cl/l). Subgroep 7.4 Verzilting via het oppervlaktewater De toename van het chloridengehalte ([Cl-]) in het milieu door een wijziging in de oppervlaktewaterhydrologie (dynamiek/kwaliteit). Verzilting kan optreden over het gehele spectrum tussen zoet (<200 mg Cl/l) en zeer zout (> mg Cl/l). Effectgroep 8: Verontreiniging Een toename in het milieu van een stof, anders dan voedingsstoffen, die onder natuurlijke omstandigheden ter plaatse niet of in zeer lage concentraties voorkomt en/of waarvan een overschrijding van haar natuurlijke achtergrondconcentratie op een indirecte of directe wijze optreedt, kan leiden tot milieukarakteristieken die voor het habitattype of soort ongunstig zijn. Zoals in het geval van eutrofiëring en met dezelfde argumentatie wordt verontreiniging opgedeeld in subgroepen al naar gelang het medium waarlangs verontreinigende stoffen worden aangevoerd. Subgroep 8.1 Verontreiniging via de lucht Een verontreiniging door een stof die zich via de lucht verspreidt Subgroep 8.2 Verontreiniging via de bodem Een verontreiniging door een stof die rechtstreeks wordt toegediend in de bodem. Subgroep 8.3 Verontreiniging via het grondwater Een verontreiniging door een stof die zich via het grondwater verspreidt Subgroep 8.4 Verontreiniging via het oppervlaktewater Een verontreiniging door een stof die zich via het oppervlaktewater verspreidt Subgroep 8.5 Thermische verontreiniging Een stijging/daling van de temperatuur van het oppervlaktewater die buiten het natuurlijk bereik van het temperatuurregime van het waterlichaam valt. Effectgroep 9: Verstoring Een menselijke activiteit die een gedragswijziging veroorzaakt en/of tot een verhoging van de mortaliteit leidt waardoor de natuurlijke dynamiek van populaties nadelig beïnvloed wordt. Subgroep 9.1 Geluid en trillingen Een toename van geluid, infra- of ultrasone vormen van trillingen of druk in lucht, bodem en/of water die tot merkbare gedragswijzigingen van soorten kan leiden. Subgroep 9.2 Licht en straling Een wijziging van het natuurlijke stralingsniveau door kunstmatige stralingsbronnen. Subgroep 9.3 Beweging en andere visuele verstoring 142 INBO.R

142 Een verstoring louter door de aanwezigheid en/of beweging van mensen dan wel voorwerpen die niet thuishoren in een natuurlijke omgeving. INBO.R

143 Bijlage 2: Gevoeligheidsmatrix Vooreeerst wordt een overzicht gegeven van de verschillende verstoringsbronnen. Daarna wordt voor elk habitattype aangegeven of het habitattype al dan niet gevoelig is voor een verstoringsbron in de gevoeligheidsmatrix. BijlageTabel 1: overzicht van verstoringsbronnen. Nr. Effectgroep Subgroep 1 Ruimtebeslag 2 Versnippering 3 Eutrofiëring 3.1 Eutrofiëring Eutrofiëring via de lucht 3.2 Eutrofiëring Eutrofiëring via de bodem 3.3 Eutrofiëring Eutrofiëring via het grondwater 3.4 Eutrofiëring Eutrofiëring via het oppervlaktewater 4 Verzuring 4.1 Verzuring Verzuring via de lucht 4.2 Verzuring Verzuring via het grondwater 4.3 Verzuring Verzuring via het oppervlaktewater 5 Wijziging (grond)waterstand 5.1 Wijziging (grond)waterstand Verdroging 5.2 Wijziging (grond)waterstand Vernatting 6 Wijziging van de hydrologie van een oppervlaktewaterlichaam 7 Verzoeting en verzilting 7.1 Verzoeting en verzilting Verzoeting via het grondwater 7.2 Verzoeting en verzilting Verzoeting via het oppervlaktewater 7.3 Verzoeting en verzilting Verzilting via het grondwater 7.4 Verzoeting en verzilting Verzilting via het oppervlaktewater 8 Verontreiniging 8.1 Verontreiniging Verontreiniging via de lucht 8.2 Verontreiniging Verontreiniging via de bodem 8.3 Verontreiniging Verontreiniging via het grondwater Verontreiniging via het 8.4 Verontreiniging oppervlaktewater 8.5 Verontreiniging Thermische verontreiniging 9 Verstoring 9.1 Verstoring Geluid en trillingen 9.2 Verstoring Licht en straling 9.3 Verstoring Beweging (Visuele verstoring) 144 INBO.R

144 BijlageFiguur 1: legende behorend bij onderstaande gevoeligheidsmatrix. INBO.R