Structuur en functie van habitattypen

Structuur en functie van habitattypen Nadere definiëring en monitoring in het kader van de Habitatrichtlijn Deel II: kritische condities en wijze van monitoring H.F. van Dobben J. Runhaar P.C. Jansen Alterra - rapport 1561 Uitloop 0 lijn 20 mm 15 mm 10 mm 5 mm 0 15 mm 0 84 mm ISSN 1566-7197 0 195 mm

Structuur en Functie van Habitattypen Nadere definiëring en monitoring in het kader van de Habitatrichtlijn Deel II: kritische condities en wijze van monitoring Rapport in het kader van het WOT programma Informatievoorziening Natuur i.o. (WOT IN)

In opdracht van het Ministerie van Landbouw, Natuur en Voedselkwaliteit, Directie Natuur en Directie Kennis, Den Haag. Uitgevoerd in het cluster Ecologische Hoofdstructuur thema Informatievoorziening Natuur 2 (BO-02-010) Alterra-rapport 1561

Structuur en Functie van Habitattypen Nadere definiëring en monitoring in het kader van de Habitatrichtlijn Deel II: kritische condities en wijze van monitoring Rapport in het kader van het WOT programma Informatievoorziening Natuur i.o. H.F. van Dobben J. Runhaar P.C. Jansen Alterra-rapport 1561 WOT IN serie nr. 4 Alterra, Wageningen, 2008

REFERAAT Dobben, H.F. van, J.A.M. Janssen & A.M. Schmidt, 2008. Structuur en Functie van Habitattypen: Nadere definiëring en monitoring in het kader van de Habitatrichtlijn. Deel II: kritische condities en wijze van monitoring. Wageningen, Alterra, Alterra-rapport 1561. 97 blz.; 12 fig.; 3 tab.; 66 ref. De periodieke rapportage in het kader van de Europese Habitatrichtlijn dient naast informatie over de verspreiding en het oppervlak van de habitattypen ook informatie te bevatten over 'structuur & functie' en 'toekomstperspectief' van deze typen. Dit rapport geeft een overzicht van alle in Nederland voorkomende Habitattypen, hun sturende abiotische condities, en de mate waarin deze onder druk staan van menselijke activiteiten of natuurlijke veranderingen. Voor beschikbaarheid van water, voor zuurgraad en voor beschikbaarheid van nutrienten zijn schattingen gemaakt van de ranges waaarbinnen elk Habitattype kan voorkomen. Deze schattingen zijn gebaseerd op alle momenteel beschikbare wetenschappelijke kennis. De ranges voor beschikbaarheid van nutrienten zijn ook herleid tot kritische depositieniveaus. Er wordt aandacht besteed aan de beschikbare meetgegevens en de wijze waarop deze gebruikt kunnen worden om structuur & functie van Habitattypen te beoordelen. Trefwoorden: Habitatrichtlijn; structuur en functie; toekomstperspectief; abiotische condities; versnippering; habitattypen, Natura 2000. Dit rapport is intern Alterra gereviewed ISSN 1566-7197 Dit rapport is digitaal beschikbaar via www.alterra.wur.nl. Een gedrukte versie van dit rapport, evenals van alle andere Alterra-rapporten, kunt u verkrijgen bij Uitgeverij Cereales te Wageningen (0317 46 66 66). Voor informatie over voorwaarden, prijzen en snelste bestelwijze zie www.boomblad.nl/rapportenservice Foto s omslag: - Kootwijkerzand: John Janssen - Rietorchis: Han van Dobben 2008 Alterra Postbus 47; 6700 AA Wageningen; Nederland Tel.: (0317) 474700; fax: (0317) 419000; e-mail: info.alterra@wur.nl Niets uit deze uitgave mag worden verveelvoudigd en/of openbaar gemaakt door middel van druk, fotokopie, microfilm of op welke andere wijze ook zonder voorafgaande schriftelijke toestemming van Alterra. Alterra aanvaardt geen aansprakelijkheid voor eventuele schade voortvloeiend uit het gebruik van de resultaten van dit onderzoek of de toepassing van de adviezen. 4 Alterra-rapport 1561 [Alterra-rapport 1561/maart /2008]

Inhoud Samenvatting 7 1 Inleiding 9 2 Hydrologie 11 2.1 Relatie tussen hydrologie en vegetatie 11 2.2 Afleiding van hydrologische randvoorwaarden per habitattype 14 2.3 Gebruik van hydrologische meetgegevens 19 2.4 Monitoring van de hydrologie 26 3 Zuurgraad 27 3.1 Relatie tussen zuurgraad en vegetatie 27 3.2 Afleiding van zuurgraad ranges per Habitattype 29 3.3 Gebruik van meetgegevens voor zuurgraad 34 3.4 Monitoring van de zuurgraad 34 4 Voedselrijkdom 37 4.1 Relatie tussen voedselrijkdom en vegetatie 37 4.2 Afleiding van critical load per Habitattype 38 4.3 Monitoring van de critical load overschrijding in habitatgebieden 40 5 Zout 43 6 Conclusies en aanbevelingen 45 Literatuur 47 Bijlage 1 Relevante Structuur en Functie condities per habitattype 53 Bijlage 2 Vertaling van habitattypen naar vegetatietypen 61 Bijlage 3 Hydrologische randvoorwaarden per habitattype 75 Bijlage 4 Bruikbaarheid van hydrologische meetnetten voor de beoordeling van structuur en functie 79 Bijlage 5 ph ranges per habitattype 89 Bijlage 6 Kritische waarden voor depositie per habitattype 95

Samenvatting De Habitatrichtlijn verplicht de lidstaten van de Europese Unie tot het instandhouden van met name genoemde habitattypen, en het periodiek rapporteren daarover. Deze rapportage dient naast informatie over de verspreiding en het oppervlak van de habitattypen ook informatie te bevatten over 'structuur & functie' en 'toekomstperspectief' van deze typen. Doel van de voorliggende studie is een nadere invulling te geven aan het begrip 'structuur & functie', zodanig dat duidelijk wordt welke informatie hierover in de rapportage moet worden opgenomen, en hoe de achterliggende gegevens kunnen worden ingewonnen. Deze studie bestaat uit 2 rapporten. In deel 1 Uitgangspunten (Van Dobben et al, 2008 - WOT IN rapport nummer 3) ligt het accent op de algemene aspecten. In het voorliggende deel 2 Kritische condities en wijze van monitoring ligt het accent op een evaluatie van de vereiste abiotische condities per habitattype en beschikbare methoden en gegevens om deze condities te schatten. In een vervolgstudie zal een monitoringsprotocol per habitattype worden opgesteld. Dit rapport geeft een overzicht van alle in Nederland voorkomende Habitattypen, hun sturende abiotische condities, en de mate waarin deze onder druk staan van menselijke activiteiten of natuurlijke veranderingen. Voor beschikbaarheid van water, voor zuurgraad en voor beschikbaarheid van nutrienten zijn schattingen gemaakt van de ranges waaarbinnen elk Habitattype kan voorkomen. Deze schattingen zijn gebaseerd op alle momenteel beschikbare wetenschappelijke kennis. De ranges voor beschikbaarheid van nutrienten zijn ook herleid tot kritische depositieniveaus. Er wordt aandacht besteed aan de beschikbare meetgegevens en de wijze waarop deze gebruikt kunnen worden om structuur & functie van Habitattypen te beoordelen. Alterra-rapport 1561 7

1 Inleiding Dit rapport geeft enige technische achtergronden bij het rapport 'Structuur en Functie van Habitattypen: nadere definiëring en monitoring in het kader van de Habitatrichtlijn' (Van Dobben et al., 2007), met name waar het gaat om de monitoring van abiotische condities. Voor details omtrent de monitoring van vegetatiestructuur wordt verwezen naar Janssen et al. (2008), voor typische soorten naar de 'profielen' van de habitattypen (http://www2.minlnv.nl/thema/groen /natuur/natura2000_2006/achtergrondinformatie/a_producten_lnv_onderbouwing besluiten/profielendocument/2.%20profielen%20habitattypen.pdf), en voor grootte van het habitat naar Van Kleunen et al. (2008). Het huidige rapport vormt de basis voor een verdere uitwerking van de monitoring van de abiotische condities als onderdeel van het aspect structuur & functie van habitattypen. Voor een goede beoordeling van structuur & functie is het nodig van elk Habitattype de sturende abiotische condities te kennen, en de mate waarin deze onder druk staan van menselijke activiteiten of natuurlijke veranderingen. Daarom wordt in bijlage 1 een overzicht gegeven van alle Habitattypen die in Nederland voorkomen met hun sturende condities en bedreigingen. Deze gegevens zijn afgeleid uit de 'profielen' van de Habitattypen (zie deel I, 2.2) en aangevuld met expertkennis. In het terrestrisch milieu zijn de abiotische condities vooral bepalend voor de vegetatie en daarom concentreert dit rapport zich op de vegetatie. Voorgesteld wordt om de abiotische condities als onderdeel van structuur & functie te beoordelen door vergelijking van de actuele condities met de 'range' waarbinnen het betreffende Habitattype optimaal (of suboptimaal) kan voorkomen. Voor de drie abiotische condities hydrologie, zuurgraad en voedselrijkdom zijn deze ranges (begrensd door 'kritische condities') per habitattype afgeleid uit basale gegevens. Deze zijn ranges vergelijkbaar met de referentiewaarden die ook voor andere aspecten van de staat van instandhouding van habitattypen (verspreidinsgebied en oppervlakte) dienen te worden vastgesteld. In Nederland is reeds veel onderzoek verricht naar de abiotische ranges per vegetatietype (zie bij voorbeeld Bal et al. [2001], Van Dobben et al. [2004, 2006] en www.abiotic.wur.nl). Het huidige rapport tracht die kennis te gebruiken door de Habitattypen te vertalen naar vegetatietypen. In de loop van de afgelopen jaren zijn verschillende vertaaltabellen gemaakt van de Europese Habitattypologie naar de Nederlandse vegetatietypologie volgens Schaminée et al. (1995). Door voortschrijdend inzicht tijdens de productie van dit rapport was het niet mogelijk hierin binnen het rapport geheel consequent te zijn; bijlage 2 geeft de verschillende vertaaltabellen die gebruikt zijn, en bovendien een vertaaltabel van de Europese Habitattypologie naar de Europese vegetatietypologie (de zogenaamde 'EUNIS' typologie). Alterra-rapport 1561 9

Leeswijzer Hoofdstukken 2, 3, 4 en 5 behandelen achtereenvolgens de belangrijkste abiotische condities: hydrologie, zuurgraad, voedselrijkdom en zout. In deze hoofdstukken wordt ingegaan op het belang van deze abiotische condities voor de habitattypen, en de wijze waarop ze gemonitord kunnen worden. Bijlage 1 geeft per habitattype de voor structuur & functie relevante condities, en de belangrijkste bedreigingen. Bijlage 2 geeft de verschillende vertaaltabellen van habitattype naar vegetatietype. Bijlagen 3, 5 en 6 geven de kritische condities zelf voor resp. hydrologie, zuurgraad en atmosferische depositie van stikstof. In Bijlage 4 wordt in detail ingegaan op het gebruik van hydrologische meetgegevens voor de monitoring van structuur & functie. 10 Alterra-rapport 1561

2 Hydrologie 2.1 Relatie tussen hydrologie en vegetatie De relatie tussen de hydrologie en de vegetatie is complex, en berust op een groot aantal onderliggende processen. Hieronder zullen de belangrijkste processen besproken worden. Aëratie Een belangrijk kenmerk van natte standplaatsen is dat meestal langdurige perioden met anaërobie optreden, waarbij reducerende omstandigheden ontstaan en tal van toxische verbindingen worden gevormd (waterstofsulfide, tweewaardig ijzer en mangaan). Kenmerkende soorten voor natte omstandigheden, zogenaamde hygrofyten, zijn hieraan op diverse manieren aangepast, bijvoorbeeld door het bezit van luchtweefsels. Hoewel eenduidig bewijs ontbreekt, zijn er wel tal van aanwijzingen dat in een gematigd klimaat de voorjaarsgrondwaterstanden de meest bepalende factor vormen voor het al dan niet voorkomen van hygrofyten. De hypothese is dat de zuurstofbeschikbaarheid aan het begin van het groeiseizoen een bepalende factor vormt in de concurrentie tussen hygrofyten en niet-hygrofyten. Voor het voorkomen van hygrofyten is van belang dat de grondwaterstanden in het voorjaar rond maaiveld liggen (figuur 1). Figuur 1. Relatie tussen het aandeel hygrofyten in de vegetatie en de voorjaarsgrondwaterstand. Uit: Runhaar et al. 2002a. Alterra-rapport 1561 11

Voor het type hygrofyten maakt het ook uit hoe lang de periode met hoge grondwaterstanden duurt. Op standplaatsen met permanent natte omstandigheden, gekenmerkt door een ondiepe GLG (gemiddeld laagste grondwaterstand) komen relatief veel soorten voor die in het bezit zijn van luchtweefsels (riet, zeggen en biezen). Op plekken die in de zomer oppervlakkig uitdrogen is de soortenrijkdom vaak wat groter doordat ook soorten kunnen voorkomen die op een andere wijze zijn aangepast aan anaërobe condities in het voorjaar (door oppervlakkige beworteling, late groei, éénjarigheid e.d.). In semi-terrestrische systemen is daarnaast ook de periode van droogval van belang voor de mate waarin waterplanten en aan droogvallende omstandigheden (amfifyten) aangepaste soorten voorkomen. 100 90 80 aandeel xerofyten (% ) 70 60 50 40 30 20 10 0 0 10 20 30 40 50 60 droogtestress (dagen met h<-12000 cm) Figuur 2. Verband tussen het bedekkingsaandeel xerofyten en het aantal dagen dat een drukhoogte van 12000 cm op 12,5 cm diepte in de periode 1980-1987 wordt onderschreden. Uit: Jansen et al. (2000). Vochtleverantie Onder de Nederlandse klimatologische omstandigheden is op de meeste standplaatsen gedurende het hele jaar voldoende vocht beschikbaar voor de plantengroei. Alleen op zandgronden met een lage grondwaterstand kunnen jaarlijks perioden optreden waarin de hoeveelheid vocht onvoldoende is voor het overleven van niet aan droogte aangepaste soorten. Soorten die wel aan droogte zijn aangepast, de xerofyten, kunnen dergelijke perioden overleven door een scleromorfe of succulente bouw, of ze overleven de zomerperiode in de vorm van zaad. Het aantal dagen met potentiële droogtestress (het gemiddeld aantal dagen dat op een diepte van 12,5 cm een drukhoogte van -12.000 cm wordt onderschreden, uitgaande van een standaard grasbegroeiing) lijkt een goede voorspeller voor het voorkomen van xerofyten (figuur 2). In welke mate al dan niet droogtestress optreedt is afhankelijk van de bodemtextuur, het neerslagoverschot, het grondwaterstandsverloop en de bewortelingsdiepte. Voor de meeste kruiden liggen kritische grondwaterstands- 12 Alterra-rapport 1561

waarden in niet-lemige zandgronden in de orde van een meter. Voor soorten zonder wortels (veenmossen) kunnen kritische vochttekorten veel eerder optreden. dagen <-12000cm 70 60 50 40 30 20 10 0 Leemarm fijn zand dik dek matig dik dek dun dek 0 100 200 300 400 glg Figuur 3. Voorbeeld van de met SWAP berekende relaties tussen droogtestress en de gemiddeld laagste grondwaterstand (GLG) voor leemarm fijn zand. Door deze punten zijn functies gefit die gebruikt kunnen worden om de droogtestress te berekenen uit het bodemtype in combinatie met de GLG. Uit: Jansen & Runhaar( 2001). Berekening van de droogtestress kan plaatsvinden met een grondwatermodel voor de onverzadigde zone zoals SWAP. Er kan echter ook gebruik worden gemaakt van relaties tussen droogtestress en grondwaterstanden die door Jansen & Runhaar (2001) met SWAP zijn afgeleid voor verschillende grondsoorten met 3 verschillende diktes van bovengronden (figuur 3). Deze functies worden onder meer gebruikt in het voor waterbeheerders ontwikkelde Waternood-instrumentarium (Runhaar et al. 2002a). Naast deze meer directe relaties tussen grondwater en vegetatie zijn er ook een groot aantal indirecte relaties die lopen via de factoren zuurgraad en voedselrijkdom: Zuurgraadbuffering Factoren die de zuurgraad van de bodem bepalen worden besproken in hoofdstuk 2.2. In het pleistocene deel van Nederland en in de kalkarme duinen vormt de aanvoer van bicarbonaat met grondwater een belangrijke buffer tegen verzuring. De mate van buffering is afhankelijk van de hoeveelheid grondwater die wordt aangevoerd in verhouding tot de hoeveelheid infiltrerend (zuur) regenwater, en van het bicarbonaatgehalte van het grondwater. In gebieden die regelmatig overstroomd worden kan buffering ook plaatsvinden door bicarbonaat in het water en de aanvoer van kalkrijk sediment. Alterra-rapport 1561 13

Stel dat in een gebied de zuurbelasting 2000 Mol/ha is, en dat het grondwater matig hard is, met een bicarbonaatgehalte van 1 mmol/l (61 mg/l, overeenkomend met ca 20 mg Ca/l indien calcium en bicarbonaat de dominante ionen zijn), dan is een aanvoer van 200 mm grondwater nodig om de zuurbelasting te compenseren, ofwel een gemiddelde toevoer van iets minder 0.6 mm/dag. Is de zuurbelasting hoger dan dient evenredig meer grondwater te worden aangevoerd of is harder grondwater nodig om voldoende buffering te leveren. Om te kunnen bufferen is het wel van belang dat het grondwater daadwerkelijk de wortelzone bereikt. In de Nederlandse situaties is dat vaak niet het geval en wordt het kwelwater direct afgevoerd naar greppels en sloten zonder het maaiveld te bereiken. Of een habitattype wel of niet afhankelijk is van kwel is mede afhankelijk van de bodem: op kalkrijke bodems zullen basenminnende typen zonder of met minder kwel gerealiseerd kunnen worden. Voedselrijkdom De voedselrijkdom kan op verschillende manieren worden beïnvloed door de hydrologie. In de eerste plaats kan aanvoer van voedingsstoffen plaatsvinden via inlaat van oppervlaktewater of door overstroming. Bij overstroming met oppervlaktewater speelt vooral de aanvoer van nutriënten met slib een belangrijke rol (Runhaar & Jansen 2004). Ook de grondwaterstand en het al dan niet aanwezig zijn van kwel is van invloed op de voedselrijkdom. Op permanent natte plaatsen is de beschikbaarheid van fosfor over het algemeen groter dan op plekken die oppervlakkig uitdrogen, maar op plekken met kwel kan de beschikbaarheid van fosfor juist weer lager zijn door de vastlegging van fosfor aan het met het grondwater aangevoerde ijzer. 2.2 Afleiding van hydrologische randvoorwaarden per habitattype Methode De hydrologische randvoorwaarden zijn verder uitgewerkt voor de habitattypen met de nummers 2000-2999 (duinen) en 4000 t/m 9999 (bijlage 1). Buitendijkse zilte gebieden (groep 1) zijn buiten beschouwing gelaten omdat het gaat om een zeer afwijkend milieu dat om die reden apart wordt onderzocht. Van de zoetwaterhabitats (groep 3) worden alleen de geïsoleerde vennen en poelen (typen 3110, 3130 en 3160) in beschouwing genomen. In bijlage 1 staat aangegeven welke habitattypen afhankelijk zijn van ondiepe grondwaterstanden, welke typen afhankelijk zijn van de aanvoer van grondwater in de vorm van kwel ('stijghoogte') en welke typen afhankelijk zijn van de aanvoer van oppervlaktewater in de vorm van overstroming. Tevens is aangegeven (onder 'vegetatiestructuur') welke habitattypen deels of geheel betrekking hebben op oppervlaktewatersystemen. Om de hydrologische randvoorwaarden (kritische condities) voor de geselecteerde habitattypen te bepalen is gebruik gemaakt van de Waternood-applicatie 14 Alterra-rapport 1561

Hydrologische Randvoorwaarden Natuur. Deze applicatie is oorspronkelijk ontworpen ten behoeve van waterschappen om de hydrologische randvoorwaarden van natuurdoeltypen te bepalen (Runhaar et al. 2002a, 2003). De basis voor deze applicatie is een database waarin voor alle associaties uit De Vegetatie van Nederland (Schaminée et al. 1995) en voor een deel van de subassociaties is opgeslagen wat de hydrologische en andere abiotische randvoorwaarden zijn. De database vormt een uitbreiding op de eerdere database Abiotische Randvoorwaarden Natuur (Wamelink en Runhaar 2000) die is gebruikt om de ecologische vereisten van natuurdoeltypen te bepalen (Bal et al. 2001). Over de volgende factoren wordt informatie gegeven: gemiddelde voorjaarsgrondwaterstand (GVG; bepalend voor zuurstofvoorziening aan begin groeiseizoen); gemiddelde laagste grondwaterstand (GLG; op natte standplaatsen in combinatie met GVG bepalend voor lengte anaërobe situatie); vochtleverantie (uitgedrukt in potentieel aantal dagen met droogtestress uitgaande van standaard grasbegroeiing; wordt in Waternood afgeleid uit combinatie bodemtype en GLG); herkomst water (kwel, overstroming e.d.); overstromingstolerantie; zuurgraad; voedselrijkdom; zoutgehalte. De hydrologische randvoorwaarden zijn bepaald op basis van meetgegevens, indicatiewaarden en deskundigenoordeel. Voor de grondwaterstand (GVG en GLG) en de droogtestress wordt aangegeven wat kritische waarden zijn waarboven of waaronder het vegetatietype optimaal ontwikkeld is, dan wel waarboven en waaronder het type niet kan voorkomen. De indelingen naar grondwaterafhankelijkheid en overstromingstolerantie en naar andere abiotische factoren (zuurgraad, zoutgehalte, voedselrijkdom) zijn weergegeven in de vorm van klassen. Met de applicatie is het mogelijk om ook de abiotische randvoorwaarden voor natuurdoeltypen of habitattypen te bepalen. Daarvoor moet worden opgegeven uit welke associaties of subassociaties een habitattype bestaat. Voor de habitattypen is dat gebeurd op basis van een vertaaltabel van habitattypen naar vegetatietypen door John Janssen en anderen uit najaar 2005 (bijlage 2). Daarbij hebben standaard alle voor het habitattype kenmerkende vegetaties een zelfde weegwaarde (2) gekregen. In een aantal gevallen is de weegwaarde verhoogd of verlaagd: - Bij type 6230 (soortenrijke heischrale graslanden) is de weegwaarde voor associatie 19Aa1 (Galio hercynici-festucetum ovinae) verhoogd naar 4 omdat anders droge heischrale graslanden zouden worden ondergewaardeerd t.o.v. de natte. - Bij type 6430 (voedselrijke zoomvormende ruigten) is de weegwaarde voor associatie 33Aa3 (Urtico-Cruciatetum laevidipes) verhoogd naar 4 omdat anders droge heischrale graslanden zouden worden ondergewaardeerd t.o.v. de natte. Alterra-rapport 1561 15

- Bij type 7230 (alkalisch laagveen) is de weegwaarde van type 9Ba5 (Equiseto variegati-salicetum repentis) verlaagd naar 1 omdat het type weinig voorkomt (op 2 groeiplaatsen in Nederland) en qua standplaats nogal afwijkt van de andere vegetatietypen die genoemd worden als kenmerkend voor het habitattype. - Bij type 1330 (Atlantische schorren) is de weegwaarde van type 26Ac7 (Oenantho lachenalii-juncetum maritimae) verlaagd naar 1 omdat dit type alleen aan de randen van kwelders voorkomt onder invloed van toestromend zoet regenwater, en derhalve weinig kenmerkend is voor de kwelder zelf. Soms is de afleiding van de hydrologische randvoorwaarden met Waternood lastig omdat de Europese indeling in habitattypen niet goed aansluit op de Nederlandse indeling in vegetatietypen. Dit probleem speelt met name bij type 7210 (Kalkhoudende moerassen met Cladium mariscus en soorten uit het Caricion davallianae). Beginnende trilveenvegetaties met Galigaan, die nadrukkelijk deel uitmaken van het habitattype, worden namelijk in De Vegetatie van Nederland niet als zodanig onderscheiden (deze werden in de vroegere indeling door Westhoff en den Held nog ondergebracht in subassociatie scorpidietosum). Om niet de verkeerde indruk te laten ontstaan dat onder type 7210 alleen watervegetaties vallen met Galigaan is in de Waternood-indeling de associatie 9Ba1 (Scorpidio-caricetum diandrae) toegevoegd, hoewel deze associatie slechts gedeeltelijk binnen het habitattype valt (alleen jonge successiestadia die een overgang vormen naar het Cladietum) en in de vertaallijst in bijlage 2 ontbreekt. Omdat in Waternood alleen terrestrische vegetaties en semi-terrestrische vegetaties (vennen, trilvenen, oevers) zijn opgenomen, zijn de volgende typen weggelaten: - 1110 permanent met zeewater van geringe diepte overstroomde zandbanken - 1130 estuaria - 1140 bij eb droogvallende slikwadden en zandplaten - 1160 grote, ondiepe kreken en baaien - 2190a vochtige duinvalleien, water/oever - 3140 kalkhoudende oligo-mesotrofe wateren met benthische Chara spp. vegetaties - 3150 van nature eutrofe meren met vegetatie van het type Magnopotamion of Hydrocharition - 3260 submontane- en laaglandrivieren Bij type 3270 (rivieren met slikoevers) hebben de opgenomen vegetaties en daarvan afgeleide randvoorwaarden alleen betrekking op de slikoevers. Bij buitendijks voorkomende typen hebben gemiddelde voorjaarsgrondwaterstanden en gemiddeld laagste grondwaterstanden weinig of geen betekenis omdat hier de getijdendynamiek bepalend is voor de leefomstandigheden van de planten. Dat betekent dat bij de samenstellende typen geen grondwaterstandseisen staan aangegeven of dat deze eisen alleen betrekking hebben op situaties waarin de betreffende vegetatietypen binnendijks voorkomen. 16 Alterra-rapport 1561

Het gaat om de volgende typen: - 1310 eenjarige pioniervegetatie van slik- en zandgebieden met Salicornia spec. - 1320 schorren met slijkgrasvegetatie - 1330 Atlantische schorren - 2110 embryonale wandelende duinen Figuur 4. Voorbeeld hydrologische randvoorwaarden voor type 7230 (Alkalisch laagveen) Resultaten Op basis van de gegevens uit de Waternood-applicatie Hydrologische Randvoorwaarden Natuur is voor alle habitattypen nagegaan wat de hydrologische randvoorwaarden zijn van de voor het habitattype kenmerkende vegetaties, en welke randvoorwaarden voor het type als geheel daaruit kunnen worden afgeleid. Het resultaat wordt gegeven in bijlage 3. In figuur 4 staat als voorbeeld de afleiding van de hydrologische randvoorwaarden voor het habitattype 7230 (alkalisch laagveen) aangegeven. Dit type omvat een viertal Nederlandse vegetatietypen, te weten de Associatie van Vetblad en Vlozegge, de associatie van Bonte paardenstaart en Moeraswespenorchis, de subassociatie van Parnassia van het blauwgrasland en de associatie van Gewone engelwortel en Moeraszegge. Wat betreft de gemiddelde voorjaarsgrondwaterstand (GVG) komen de typen redelijk overeen. Alle typen komen optimaal voor bij grondwaterstanden dicht bij het maaiveld of iets daaronder (links boven). Wanneer wordt uitgegaan van de gemiddelden van de optima van de Alterra-rapport 1561 17

samenstellende vegetatietypen dan ontstaat een optimumcurve zoals rechts boven aangegeven. De associatie van Bonte paardenstaart en Moeraswespenorchis wijkt qua laagste grondwaterstanden (GLG) nogal af van de overige typen. De associatie komt voor in tichelgaten op kalkrijke zavel en zand en de grondwaterstand moet hier in de zomer voldoende ver wegzakken om te voorkomen dat voedselrijke moerasvegetaties ontstaan. De andere genoemde vegetatietypen zijn allen kwelgevoed en stellen juist als eis dat de grondwaterstanden niet te ver wegzakken. Het zal echter duidelijk zijn dat de gemiddelde randvoorwaarde niet van toepassing is in habitatgebieden die worden aangewezen op basis van het voorkomen van de associatie van Bonte paardenstaart en Moeraswespenorchis. Dit voorbeeld geeft aan dat het belangrijk is er rekening mee te houden dat er binnen een habitattype nog een aanzienlijke variatie kan bestaan en dat er lokaal vegetaties kunnen voorkomen die specifieke eisen kunnen stellen die niet gedekt worden door de gemiddelde randvoorwaarden voor het type als geheel. Sommige habitattypen zijn nogal ruim omgrensd en omvatten van nature een grote variatie aan milieucondities, zoals bijvoorbeeld bij vochtige duinvalleien (type 2190) waarbij het type loopt van open water (duinplassen) tot de randen van vochtige valleien (figuur 5). In die gevallen zal het streven er over het algemeen op gericht zijn om binnen een gebied een zo groot mogelijk deel van die variatie ook daadwerkelijk te realiseren zodat alle kenmerkende vegetaties en soorten kans krijgen voor te komen. Figuur 5. Voorbeeld van een habitattype met een brede range aan vegetaties en hydrologische condities, lopend van open water tot vochtige standplaatsen. Door de indeling in habitattypen op te nemen in Waternood kunnen gebruikers nagaan op welke manier de hydrologische randvoorwaarden per habitattype zijn afgeleid uit die van de kenmerkend geachte vegetatietypen. Door de applicatie te installeren (via www.synbiosys.alterra.nl\waternood) kan ook aanvullende informatie worden ingezien en gedownload over andere abiotische randvoorwaarden. Voor de zuurgraad, voedselrijkdom, zoutgehalte en overstromingstolerantie wordt aangegeven bij welke standplaatsklassen de samenstellende type optimaal dan wel suboptimaal voorkomen (figuur 6). Hierop wordt in de volgende hoofdstukken verder ingegaan. 18 Alterra-rapport 1561

Figuur 6. Voorbeeld informatie over zoutgehalte in Waternood. Daarnaast wordt in tekstvorm informatie gegeven over de herkomst van water, waarbij wordt aangegeven in hoeverre een type afhankelijk is van kwel of overstroming (figuur 7). Omdat de afhankelijkheid van kwel of overstroming van regio tot regio kan variëren, afhankelijk van onder meer de eigenschappen van de bodem, wordt daarbij ook de mate van afhankelijkheid aangegeven (meestal, vaak, of soms afhankelijk van kwel bijvoorbeeld). Figuur 7. Voorbeeld informatie over herkomst water. 2.3 Gebruik van hydrologische meetgegevens Ligging van meetpunten ten opzichte van de habitatgebieden Hydrologische metingen zijn nodig om informatie te krijgen over de waterstanden, de freatische grondwaterstanden (diepte grondwaterstand in bovenste, freatische pakket ten opzichte van maaiveld) en de stijghoogte (de waterdruk in de ondergrond, bepalend voor het al dan niet optreden van kwel). Een overzicht van beschikbare meetnetten wordt gegeven in het rapport Verdroging in cijfers: strategieën voor verdrogingsmonitoring (Runhaar et al. 2005a). Bijlage 4 is een verkenning van de mogelijkheden om de gegevens uit deze meetnetten te gebruiken voor de beoordeling van structuur & functie. Oppervlaktewater wordt hierbij buiten beschouwing gelaten omdat de ligging van peilschalen, nodig om de waterstand te meten, niet centraal wordt bijgehouden. Alterra-rapport 1561 19

Op basis van een kaart met de ligging van de belangrijkste floristische hotspots in Nederland (Runhaar et al. 2005b) en een bestand van MNP met neergeschaalde natuurdoeltypen is per gebied een schatting gemaakt hoeveel buizen er in of in de directe nabijheid van grondwaterafhankelijke habitattypen liggen (bijlage 4). Voor de belangrijkste grondwaterafhankelijke habitattypen is in figuur 8 per habitattype aangegeven in hoeveel gebieden er respectievelijk geen, 1-2, 3-10 en meer dan 10 buizen in of nabij het habitattype aanwezig lijken te zijn op basis van de analyse. Met name in duinvalleien, natte heide en hoogveen, en in natte schraalgraslanden zijn er veel punten die qua ligging bruikbaar lijken voor de karakterisering en monitoring van de hydrologie. De verdeling van de punten over de gebieden is echter niet erg evenwichtig. In sommige gebieden komen heel veel meetpunten voor, in andere gebied heel weinig of geen. In de natte duinvalleien is de spreiding over de gebieden het grootst. Alleen in de Coepelduynen en de Grevelingen ontbreken meetpunten. Bij de andere habitattypen zijn er veel meer gebieden waar meetpunten ontbreken. In figuur 9 is voor de habitattypen die betrekking hebben op natte heide en hoogveen aangegeven welke meetpunten op basis van de ligging binnen, of nabij, corresponderende hotspots en/of natuurdoeltypen liggen. Bij het overzicht in figuur 8 moeten wel een aantal kanttekeningen worden gemaakt: de ligging van de habitattypen is slechts bij benadering bekend; in sommige gebieden zijn buizen aanwezig die niet zijn opgenomen in DINO; niet alle buizen zijn daadwerkelijk bruikbaar voor monitoringdoeleinden, buizen kunnen bij nadere analyse uitvallen omdat ze liggen op weinig representatieve plekken (bij voorbeeld langs greppels en sloten), omdat er te veel gaten zijn in de waarnemingsreeks zijn, of omdat door beschadiging of verzakkingen twijfels bestaan over de NAP-hoogte van het referentiepunt (bovenkant van de buis); bij vennen en trilvenen is de oppervlaktewaterstand belangrijker dan de grondwaterstand; omdat peilschalen niet zijn opgenomen in DINO is het niet mogelijk aan te geven in hoeveel gebieden waterstandsmeetpunten beschikbaar zijn. 20 Alterra-rapport 1561

Aantal buizen 0 1-2 3-10 > 10 18 16 14 12 10 8 6 4 2 0 Vennen (3101, 3130) Trilveen (7140) Natte duinvallei (2190) Natte heide (4010,7129, 7150) Nat schraalgrasland (6410, 7230) Alluviaal bos (91E0) Veenbos (91D0) Figuur 8. Aantal gebieden waar respectievelijk geen, 1-2, 3-10 en meer dan 10 buizen uit DINO in of nabij de genoemde habitattypen ligt. De resultaten van deze analyse mogen dus niet gebruikt worden als harde gegevens over het aantal geschikte buizen per gebied. Wel geeft de analyse naar verwachting een redelijk beeld wat de dekking van grondwaterafhankelijke typen met grondwaterbuizen is. Uit de gegevens blijkt dat in ruim de helft van de combinaties van gebieden x habitattypen drie of meer buizen aanwezig zijn, en dat in een derde van de combinaties van gebieden x habitattypen geen enkele buis aanwezig is. Dat betekent dat er dankzij de gegevens van de terreinbeheerders een solide basis is voor monitoring van de grondwaterstanden, maar dat er nog wel uitbreidingen nodig zijn als gewenst is dat in alle gebieden met grondwaterafhankelijke habitats de freatische grondwaterstand wordt gemonitord. Alterra-rapport 1561 21

Figuur 9. Ligging meetpunten binnen habitattypen natte heide en hoogveen. Rood: meetpunten die zowel in de corresponderende hotspot als in het corresponderend natuurdoeltype liggen. Blauw en groen: meetpunten die alleen in de corresponderende hotspot dan wel het corresponderend natuurdoeltype liggen. Grijs: meetpunten die naar verwachting buiten de betreffende habitattypen liggen. 22 Alterra-rapport 1561

Interpretatie van hydrologische meetgegevens De gegevens afkomstig uit de hydrologische meetnetten zijn niet zonder meer bruikbaar om uitspraken te doen over de staat van instandhouding van habitatgebieden. In de eerste plaats dienen de gegevens gecorrigeerd te worden voor fluctuaties die samenhangen met toevallig droge of natte jaren. Er dient onderscheid te worden gemaakt tussen structurele verlagingen in de grondwaterstand die de instandhoudingsdoelstellingen bedreigen, en incidentele verlagingen die het gevolg zijn van droge jaren en horen bij een natuurlijke grondwaterdynamiek waarin natte en droge perioden elkaar afwisselen. In de tweede plaats dient rekening gehouden te worden met de ruimtelijke verdeling van de meetpunten in relatie tot de ligging van de habitattypen. En in de derde plaats dient in het geval van grondwatergevoede systemen een relatie te worden gelegd tussen de stijghoogte in de ondergrond en het optreden van kwel op standplaatsen met grondwaterafhankelijke habitattypen. Correctie voor meteorologische omstandigheden Om onderscheid te kunnen maken tussen trendmatige veranderingen, die mogelijk het gevolg zijn van ingrepen in de hydrologie, en niet-trendmatige fluctuaties, die het gevolg zijn van variatie in het neerslagoverschot, wordt meestal gebruik gemaakt van tijdreeksanalyse. Daarin wordt nagegaan op welke wijze de grondwaterstand samenhangt met het neerslagoverschot. Deze relatie wordt vervolgens gebruikt om een onderscheid te maken tussen veranderingen die het gevolg zijn van toevallig natte of droge jaren, en trendmatige veranderingen die samenhangen met veranderingen in de hydrologie van het gebied. Waarom deze correctie nodig is kan duidelijk worden gemaakt aan de hand van een voorbeeld uit de vastelandsduinen (figuur 10). 100 transfer model 0 grondwaterstand -100 83 84 85 86 87 88 89 90 91 92 100 residuen 0-100 voortschrijdend gemiddelde 83 84 85 86 87 88 89 90 91 92 Figuur 10. Toepassing ven een transfer-ruis model om grondwaterstandsreeksen te corrigeren voor invloed van droge en natte jaren. Uitleg: zie tekst. Bron: Runhaar 1999. Alterra-rapport 1561 23

In het bovenste deel van de figuur staan voor een grondwaterbuis in de Verbrande Pan bij Bergen (NH) de gemeten grondwaterstanden aangegeven (gestippelde lijn) en de grondwaterstanden zoals die worden berekend op grond van de relatie met het neerslagoverschot (getrokken lijn) met behulp van een zogenaamd transfermodel. De grondwaterstanden zijn daarbij weergegeven in centimeters ten opzichte van het langjarige gemiddelde van de buis. Kijken we naar de gemeten grondwaterstanden dan is de conclusie dat die in de jaren 1990-1992 lager zijn dan in de voorgaande jaren. Kijken we tevens naar de voorspelde grondwaterstanden volgens het transfermodel dan blijkt dat de lagere grondwaterstanden geheel verklaard kunnen worden uit het geringe neerslagoverschot in deze periode. Kijken we naar de residuen, het verschil tussen voorspelde en gemeten grondwaterstanden, dan zien we zelfs een licht stijgende trend: in de periode 1985-1988 liggen de grondwaterstanden stelselmatig iets lager dan op grond van de neerslaghoeveelheid verwacht zou worden, en in de periode 1988-1992 juist wat hoger. In de onderste figuur is dat zichtbaar gemaakt door de residuen uit te zetten tegen de tijd. De lagere grondwaterstanden in de periode 1990-1992 vormen dus geen reden voor zorg en vormen geen aanleiding tot het nemen van maatregelen. Ruimtelijke aspecten Om een relatie te kunnen leggen tussen freatische grondwaterstanden en staat van instandhouding kan gebruik worden gemaakt van de in bijlage 3 gegeven relatie tussen langjarig gemiddelde freatische grondwaterstanden (GVG, GLG) en de hydrologische randvoorwaarden van de habitattypen. Daarbij dient er rekening mee te worden gehouden dat er binnen een habitatgebied vaak meerdere habitattypen voorkomen, die elk hun eigen eisen stellen aan de hydrologie, en dat er binnen een gebied vaak ook een grote variatie in grondwaterstandsdiepte bestaat. Dat betekent dat vooraf een ecohydrologische analyse nodig is om te bepalen hoe representatief meetpunten zijn voor de hydrologie van het gebied (of in het geval van nieuwe punten om te bepalen waar nieuwe meetpunten het beste kunnen worden gelegd) en welke freatische grondwaterstanden ter plekke van de meetbuis corresponderen met een optimale dan wel suboptimale hydrologie voor de instandhouding van de in de omgeving van de buis gelegen habitattypen. Het zonder meer afleiden van de optimale grondwaterstand ter plekke van het meetpunt uit de hydrologische randvoorwaarden van het habitattype, zonder rekening te houden met ruimtelijke variabiliteit en de hydrologie van het gebied, kan leiden tot onrealistische eisen. Dat kan worden geïllustreerd aan de hand van een buis uit het verdrogingsmeetnet van de provincie Noord-Brabant (figuur 11). Daarin is te zien dat zonder verdere analyse uitgaan van de hydrologische vereisten van de op een 1:50.000 kaart omgrensde natuurdoeltypen (blauwe lijnen) leidt tot een fysiek onmogelijk grondwaterstandsverloop. Met groen is een grondwaterstandsverloop aangegeven dat op grond van de geomorfologie en geohydrologie van het gebied wel mogelijk is en waarbij de gewenste natuurdoeltypen optimaal ontwikkeld zijn. Ter plekke van de buis ligt deze optimale grondwaterstand een stuk lager dan de optimale grondwaterstand afgeleid uit het natuurdoeltype (natte heide), hetgeen samenhangt met het feit dat de buis op een relatief hooggelegen stuk ligt waar een vochtige heide realistischer is dan een natte heide. 24 Alterra-rapport 1561

400 350 droge heide berken-eikenbos(v) / berkenbroekbos natte heide wilgenbroekbos 300 berken-eikenbos(v) / berkenbroekbos vochtig schraalland 250 weiland gagelstruweel 200 150 100 ws 4-6-2002 elzenbroek 50 0 0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 optimale grondwaterstand optimale grondwaterstand optimale grondwaterstand op basis vereisten natuurdoeltypen idem, rekening houden met terreineigenschappen Figuur 11. Optimale voorjaarsgrondwaterstand afgeleid uit provinciale natuurdoeltypen, geohydrologie en informatie over historische grondwaterstanden voor een locatie in het zuidelijk deel van de Strijper Aa. De optimale grondwaterstand per natuurdoeltype is weergegeven als de GVG-grens waaronder resp. waarboven het type optimaal te ontwikkelen is. Bron: Runhaar et al. 2005a. Relatie tussen stijghoogte en instandhoudingsdoelstellingen In een groot aantal habitatgebieden komen kwelafhankelijke typen voor die voor hun zuurbuffering afhankelijk zijn van de aanvoer van bicarbonaatrijk ( kalkrijk ) grondwater. Dat geldt met name voor de habitattypen 7230 alkalisch laagveen en 6410 grasland met Molinia op kalkhoudende, venige of lemige kleibodem. Een belangrijke voorwaarde is dat de waterdruk in de ondergrond, de stijghoogte, voldoende groot is voor een opwaartse stroming van het grondwater. De vegetatie reageert met grote vertraging op het verdwijnen van kwel doordat het basenverzadigingscomplex van de bodem nog vele tientallen jaren na het verdwijnen van kwel de bodem kan bufferen door uitwisseling van calcium- met waterstofionen. Pas nadat het basenverzadigingscomplex grotendeels is uitgeput treedt een duidelijke verzuring op. Dan is herstel vaak al niet meer mogelijk. Het is daar belangrijk dat de afname van kwel tijdig wordt gesignaleerd. Een probleem daarbij is dat het vaak moeilijk is om een goede relatie te leggen tussen de stijghoogte in de ondergrond en het optreden van kwel. Een minimum voorwaarde is dat de stijghoogte, die een maat vormt voor de waterdruk in de ondergrond, hoger is dan de freatische grondwaterstand en er dus een positief potentiaalverschil is tussen waterdruk in de ondergrond en in de bovengrond. Hoeveel groter de stijghoogte moet zijn om er voor te zorgen dat er voldoende Alterra-rapport 1561 25

grondwater doordringt tot in de wortelzone is vaak onduidelijk. Dat hangt behalve van de doorlatendheid van de bovengrond en waterstanden in ontwateringsmiddelen ook af van de doorlatendheid van de ondergrond. Door de geringe dichtheid aan geologische boringen is daarover slechts bij benadering iets te zeggen. Bovendien is een handicap dat veel kwelafhankelijke natuur ligt op afwijkende plekken, bijvoorbeeld op plekken waar een afdekkende laag is onderbroken. De representativiteit van geologische boringen voor de bodemopbouw in natuurgebieden is daarom beperkt. 2.4 Monitoring van de hydrologie Omdat de waterhuishouding zo n cruciale factor is voor de instandhouding van natuurlijke ecosystemen wordt in veel gebieden de waterhuishouding al intensief gemonitord door de terreinbeheerders. In gebieden met grondwaterafhankelijke habitattypen waar nog niet wordt gemonitord zou alsnog een meetnet moeten worden ingericht, in ieder geval in gebieden die kwelafhankelijk zijn. In het algemeen duurt het vrij lang voordat de vegetatie reageert op grondwaterstandveranderingen en voordat structurele verdroging op basis van indicatorsoorten met voldoende zekerheid kan worden onderscheiden van verdroging door toevallig droge jaren. Bij afname van kwel is de vertraging echter extreem omdat de in de bodem aanwezige zuurbuffer de verzuring als gevolg van het wegvallen van kwel nog vele tientallen jaren kan tegengaan. In kwelsituaties is het dus zeker niet aan te bevelen om te wachten tot op basis van veranderingen in de vegetatie kan worden geconstateerd dat er verzuring op treedt. Indicaties op basis van herhaalde vegetatiekarteringen of indicatorsoortenkarteringen kunnen wel erg nuttig zijn bij het bepalen van de omvang van het verdrogingsprobleem. De ruimtelijke respresentativiteit van peilbuizen is vaak beperkt, en de vegetatiegegevens kunnen dus goed gebruikt worden om geconstateerde veranderingen in de peilbuizen te extrapoleren naar niet bemonsterde delen van een terrein. 26 Alterra-rapport 1561

3 Zuurgraad 3.1 Relatie tussen zuurgraad en vegetatie Zuurgraad van de bodem is één van de belangrijkste abiotische condities die de vegetatie bepalen. In principe hebben zure en kalkhoudende bodem elk hun eigen flora, hoewel bij zeer hoge voedselrijkdom dit verschil enigszins wegvalt. De oorzaak hiervan is dat zuurgraad in hoge mate de opneembaarheid van nutriënten en sporenelementen bepaalt, maar ook de aanwezigheid van toxische stoffen. Bij hoge ph neemt de opneembaarheid van ijzer sterk af, wat tot ijzergebrek leidt bij soorten die hieraan niet zijn aangepast ('kalkchlorose'). Anderzijds neemt bij lage ph de concentratie van vrij aluminium in het bodemvocht sterk toe, hetgeen leidt tot toxische effecten bij soorten die hieraan niet zijn aangepast (De Graaf et al. 1997). Verder hangt de opneembaarheid van fosfaat op een ingewikkelde manier van de ph af. Aan bodemverzuring en Al-toxiciteit is in de jaren 1980-1995 zeer veel onderzoek verricht, nadat duidelijk was geworden dat atmosferische depositie op grote schaal tot verzuring van de bodem leidt (Heij & Schneider 1991). Directe metingen van de ph van de bodem zijn echter slechts beperkt beschikbaar. De zuurgraad van de standplaats hangt af van een aantal factoren, die hieronder in volgorde van belangrijkheid worden opgesomd: Bodemtype Veengronden hebben doorgaans een ph < 4, bij zandgronden varieert deze afhankelijk van het kalkgehalte van < 4 bij arme, kalkloze zandgronden tot ca. 6-7 bij kalkhoudende gronden (duinen en Limburg). Kleigronden hebben een hogere ph van ca. 5-7, afhankelijk van het kalkgehalte. Bodems die onder invloed van zeewater staan hebben een ph van ca. 7-8. Van groot belang is dat kalkhoudende bodems sterk gebufferd zijn en daardoor weinig gevoelig voor verzuring. Anderzijds zijn de zure zandgronden weinig gebufferd en daardoor gevoelig voor verdere verzuring bij voorbeeld door atmosferische depositie. In theorie kan atmosferische depositie op de armste zandgronden binnen een termijn van 100 jaar leiden tot ph-waarden die zo laag zijn dat plantengroei vrijwel onmogelijk is. Dergelijke voorspellingen die enkele decennia geleden gemeengoed waren (zie o.a. Heij & Schneider 1991) zijn uiteindelijk niet uitgekomen, vooral omdat de atmosferische depositie van zuur de afgelopen decennia sterk gedaald is. Maar niet alleen atmosferische depositie, ook de plantengroei zelf, en vooral het oogsten van biomassa, leidt tot een afname van de basenvoorraad in de bodem. In hoeverre deze afname ook leidt tot een netto verzuring hangt af van de verweringssnelheid van het moedermateriaal. Hydrologie In het voorgaande hoofdstuk is reeds betoogd dat kwel een belangrijke bron van basen kan zijn, die zorgt voor een hogere ph dan het moedermateriaal en die eventueel optredende verzuring kan compenseren. Voor een modelmatige voorspelling van de ph van de bodem is het daarom van belang de kwel te kennen, Alterra-rapport 1561 27

echter de hiervoor thans beschikbare metingen zijn volstrekt ontoereikend. Naast kwel is ook overstroming met oppervlaktewater een factor met grote invloed op de zuurgraad. Omdat oppervlaktewater doorgaans goed gebufferd is wordt verzuring ook door overstroming tegengegaan. Ontwatering, en daarmee het sterk afnemen van zowel kwel als overstroming, zijn naast atmosferische depositie belangrijke oorzaken van de verzuring van de bodem die in Nederland op veel plaatsen is opgetreden. Atmosferische depositie Atmosferische depositie als oorzaak van bodemverzuring heeft vooral in de jaren '80 en '90 van de vorige eeuw veel aandacht gehad. Aanleiding was de vissterfte in meren in Scandinavië, waarvan werd aangetoond dat verzuring door atmosferische depositie de oorzaak was (Odén 1967, Beamish 1975). Naar analogie hiervan werd gedacht dat bodemverzuring tot grootschalig bossterven zou leiden (Ulrich et al. 1979). Dat dit uiteindelijk niet is gebeurd behalve in enkele zeer extreme situaties (onder in andere de 'zwarte driehoek' op de grens tussen Polen, Tsjechië en Duitsland) heeft een aantal oorzaken: - waarschijnlijk is het effect van bodemverzuring op individuele bomen sterk overschat; - de atmosferische depositie van zuur is de laatste decennia sterk afgenomen; deels door beleidsmaatregelen, deels door autonome economische processen (zoals het instorten van de zeer vervuilende Oost-Europese economie in de jaren '80). Het uitblijven van grootschalig bossterven neemt niet weg dat verzuring heeft geleid tot belangrijke verschuivingen in de soortensamenstelling van de vegetatie, vooral op weinig gebufferde bodems zoals arme zandgronden (Van Dam et al. 1986, Bobbink et al. 1998). Er zijn drie stoffen die in de atmosfeer worden geëmitteerd en die leiden tot bodemverzuring: - SO 2 : afkomstig uit verbrandingsprocessen (vooral van kolen en stookolie): vroeger verreweg de belangrijkste verzuurder maar thans teruggedrongen tot vrijwel 'achtergrond' concentraties; vooral door het schoner worden van industrie en het grootschalig omschakelen van olie en kolen op aardgas; - NO 2 : ook afkomstig uit verbrandingsprocessen, maar ook van 'schone' olie en aardgas. Is nog steeds een belangrijke oorzaak van verzuring; - NH 3 : afkomstig uit de veehouderij. Hoewel van nature een base is deze stof in de bodem verzurend na bacteriële omzetting in nitraat. Deze omzetting blijkt op veel grotere schaal voor te komen dan vroeger werd gedacht (Van Breemen et al. 1982) en bij de modelmatige berekening van de zuurlast wordt doorgaans uitgegaan van een volledige omzetting van ammonium in nitraat. Van belang bij het evalueren van de ecologische effecten van atmosferische depositie is dat NO 2 en NH 3 beiden een bijdrage leveren aan zowel de verzuring als de eutrofiering van de bodem. Vanuit ecologisch perspectief is eutrofiering waarschijnlijk belangrijker dan verzuring. 28 Alterra-rapport 1561

3.2 Afleiding van zuurgraad ranges per Habitattype Methode Omdat zuurgraad voor de vegetatie zo'n belangrijke rol speelt wordt reeds lang onderzoek verricht naar het vaststellen van de respons van elke soort op de ph. Grofweg zijn er drie benaderingen mogelijk: - via expertkennis; - via veldmetingen (meestal van bodemcondities in vegetatieopnamen); - via laboratoriumproeven met soorten op ph trappen (in zand of op waterculture). Omdat het in het laboratorium erg lastig is de veldsituatie goed te simuleren, en van een voldoende aantal soorten waarnemingen te verzamelen, wordt aan deze mogelijkheid hier verder geen aandacht besteed. De andere twee mogelijkheden worden hieronder nader toegelicht. Expertkennis: Ellenberg Het oudste -en meest gebruikte- expert systeem in de vegetatiekunde is dat van Ellenberg (Ellenberg et al. 1991). In dit systeem wordt voor zes abiotische condities (licht, temperatuur, continentaliteit, vocht, zuurgraad, nutriënten) de respons per soort geschat in negen klassen. Voor een aantal soorten wordt ook de respons op zout en op zware metalen geschat, en voor aquatische soorten zijn er drie extra vochtklassen. Het systeem berust geheel op veldwaarnemingen van Ellenberg en zijn medewerkers, en is gevalideerd op een beperkt aantal metingen. Zoals reeds uiteengezet in 2.2 bevat de respons van een soort twee componenten: het optimum en de amplitude (vgl. bijlage 3). Het Ellenberg systeem geeft de respons echter in slechts één getal, en dit wordt doorgaans opgevat als een schatting van het optimum. Er zijn schattingen beschikbaar voor 2792 soorten die in Midden-Europa voorkomen. Van deze soorten zijn er 1371 die ook in Nederland voorkomen, maar niet alle zes abiotische condities zijn voor elke soort geschat. Sommige soorten zijn indifferent voor sommige condities (dat wil zeggen hun amplitude is zo breed dat het optimum niet te schatten is), of hun respons is niet geschat bij gebrek aan waarnemingen. Voor zuurgraad zijn er schattingen voor 946 in Nederland voorkomende soorten. Er wordt van uitgegaan dat de schattingen voor Midden-Europa ook in Nederland voldoende geldigheid hebben (Wamelink et al. 2002). De geldigheid voor Nederland, en het aantal soorten met een bekende respons kan worden verhoogd door middel van reciprocal averaging op een grote opnameset. Hierbij wordt aan elke opname een respons toegekend gelijk aan het gemiddelde van de responses van de er in voorkomende soorten (voor zover bekend), en wordt vervolgens aan elke soort een nieuwe respons toegekend gelijk aan het gemiddelde van de opnamen waar die soort in voorkomt. Het effect van deze procedure is dat de consistentie van het systeem toeneemt (de geschatte respons van elke soort wordt bijgesteld in de richting van de respons van de soorten waarmee hij in Nederland vaak samen wordt gevonden) en dat er van meer soorten responses geschat kunnen worden (namelijk als de gemiddelde respons van de soorten waarmee hij vaak samen voorkomt; Ter Braak & Gremmen 1987). Een bijkomend voordeel is dat met deze methode ook de amplitude van elke soort kan worden geschat. Deze procedure wordt toegepast in het Alterra-rapport 1561 29

model MOVE (Latour et al. 1993), maar is vanwege technische complicaties in het huidige project niet gebruikt. Expertkennis: Waternood Het expertsysteem 'Waternood' bevat schattingen van de respons van 255 plantengemeenschappen (associaties en subassociaties) voor de Nederlandse situatie, door een beperkt aantal Nederlandse experts. In het systeem ligt de nadruk op hydrologische randvoorwaarden, maar daarnaast wordt ook informatie gegeven over andere factoren, waaronder de zuurgraad (zie 2.2). In tegenstelling tot de schattingen voor hydrologie, die voor een belangrijk deel op metingen zijn gebaseerd, zijn de schattingen voor zuurgraad volledig op expertkennis, literatuuropgaven en indicatiewaarden gebaseerd. Belangrijke verschillen met het Ellenberg systeem zijn (1) de focus op gemeenschappen in plaats van op soorten, (2) de focus op de Nederlandse situatie in plaats van op de Midden-Europese, en (3) het schatten van zowel optimum en amplitude in plaats van alleen optimum. Voor de hydrologische condities vindt de schatting direct in fysische grootheden plaats (zie 2.2), voor zuurgraad in vier klassen (zuur, matig zuur, zwak zuur, neutraal-basisch), met per plantengemeenschap per klasse één van de waarden: ongunstig, suboptimaal, of optimaal. Gebruik van expertsystemen bij monitoring en voorspelling Bij monitoring van de zuurgraad als onderdeel van de staat van instandhouding is het nodig de gemeten zuurgraad te confronteren met de optimale zuurgraad voor de betreffende typen of soorten. Omdat expertsystemen de respons schatten in arbitraire klassen, en metingen resultaten leveren in fysische grootheden, is een dergelijke confrontatie niet direct mogelijk. Hetzelfde geldt wanneer modellen worden gebruikt om de toekomstige condities te voorspellen (bij voorbeeld voor het aspect 'toekomstperspectief'); dynamische modellen als SMART-SUMO (Wamelink et al. 2000) leveren hun output in fysische grootheden (voor zuurgraad dus de actuele ph), en die moeten vertaald worden naar de klassen uit een expertsysteem om voorspellingen in termen van soorten of typen mogelijk te maken. In het verleden is er veel energie in gestoken de zuurgraad klassen uit het Ellenberg systeem (de zogenaamde R-waarden) te vertalen in actuele ph-waarden. Dit kan met behulp van een calibratieset van vegetatieopnamen waarin de ph is gemeten. De laatste jaren zijn duizenden van dergelijke opnamen verzameld uit een veelheid aan bronnen. Er blijkt een redelijk sterk verband te bestaan tussen de gemiddelde R- waarde van de soorten in een opname en de gemeten ph (ca. 45% verklaarde variantie). Echter, het gevonden verband is niet eenduidig, maar afhankelijk van het vegetatie(structuur)type. Wanneer het vegetatietype (op het niveau van syntaxonomische klasse) in de regressie wordt meegenomen, stijgt het percentage verklaarde variantie tot rond de 75%. Ook Ellenberg zelf wees er reeds op dat zijn indicatorsysteem feitelijk alleen gebruikt mag worden voor het vergelijken van enigszins verwante vegetaties, en niet voor zeer verschillende situaties. Dit legt belangrijke beperkingen op aan de praktische toepassing. Voor de 'Waternood' zuurgraadklassen is nooit een calibratie op gemeten ph-waarden uitgevoerd, en deze informatie is daarom in dit project niet gebruikt. Tabel 1 geeft enkele recent gebruikte vertaalfuncties van gemiddelde Ellenbergwaarden naar actuele condities. 30 Alterra-rapport 1561

Tabel 1. Vertaalfuncties van Ellenberg indicatoren naar actuele condities. Gefitte vergelijking: (e_r of e_f) = a 0 + a 1 (ph of GVG). Bronnen: 1 = Van Dobben et al. 2006, 2 = Wamelink & Van Dobben 2003. e_r en e_f zijn bepaald als ongewogen gemiddelde Ellenbergwaarde over de soorten in elke opname (incl. cryptogamen), zonder minimum op het aantal soorten per opname met een bekende indicatiewaarde. De vertaalfunctie voor e_f (het vochtgetal) wordt voor de volledigheid gegeven maar is in deze studie niet gebruikt omdat nu de meer geavanceerde Waternood systematiek beschikbaar is. vertaling bron n a 0 a 1 %VV e_r = f(ph) 1 3630 3.106 ± 0.0512 0.527 ± 0.083 43% e_r = f(ph) 2 3489 3.09 ± 0.05 0.53 ± 0.01 44% e_f = f(gvg) 1 1537 235.6 ± 7.08-21.57 ± 1.02 22% Gebruik van in het veld gemeten ph-waarden Indicatorsystemen gebaseerd op expertkennis hebben het voordeel van een breed draagvlak onder ecologen en informatie over een breed spectrum aan soorten, maar daar staan grote onzekerheden tegenover. Daarom is recent getracht een nieuw indicatorsysteem op te zetten dat uitsluitend is gebaseerd op metingen (zie www.abiotic.wur.nl en Wamelink et al. 2005). Voor ph is het aantal beschikbare metingen voldoende groot om de respons van minstens evenveel soorten te kunnen schatten als in het Ellenberg systeem. Voor dit onderzoek zijn een aantal statistische methoden vergeleken, waarbij de eenvoudigste methode uiteindelijk de beste resultaten gaf (in termen van ph-voorspelling uit de soortensamenstelling van nieuwe vegetatieopnamen). In deze methode wordt het optimum van elke soort geschat als de gemiddelde ph van de opnamen waarin hij is gevonden, en wordt de ph van een nieuwe opname voorspeld als het gemiddelde van de optima van de soorten die er in voorkomen. Volgens deze studie is de amplitude dus niet relevant voor de voorspelling van de ph op grond van de soortensamenstelling, maar wellicht is de amplitude wel relevant voor het schatten van de geschiktheid van gegeven condities voor bepaalde soorten of typen (of in andere woorden, de staat van instandhouding). Dit vergt een aparte studie die buiten het bestek van de huidige studie valt. Resultaten De zuurgraad range van de habitattypen zijn in dit project bepaald volgens twee methoden: vertaalde Ellenbergwaarden, en directe metingen. De bepaling van de ranges is gebeurd in de volgende stappen: 1. definiëren van een opnameset die een evenwichtig beeld geeft van de vegetatie van Nederland; 2. bepaling van de indicatiewaarde per opname; 3. vertaling van de indicatiewaarden van die opnamen naar geschatte ph-waarden per opname (alleen nodig voor de Ellenbergwaarden); 4. toedelen van de opnamen aan habitattypen (via associaties); 5. bepalen van de ph range per associatie. Alterra-rapport 1561 31

Deze stappen worden hieronder nader toegelicht. Ad 1. Hiervoor is een subset gebruikt van de Landelijke Vegetatie Databank, bestaande uit 160.209 opnamen. Deze opnameset wordt geacht een goed beeld te geven van de vegetatie van Nederland (Runhaar et al. 2002b) en is een aantal malen eerder gebruikt voor calibratie van modellen (Schouwenberg 2002; Wamelink et al. 2003, Van Dobben et al. 2006). Ad 2. De indicatiewaarde per opname is bepaald als het ongewogen gemiddelde van de indicatiegetallen van de soorten die er in voorkomen, inclusief mossen en korstmossen. Opnamen met minder dan drie soorten met een bekend indicatiegetal zijn hierbij weggelaten. Dit leverde 137.454 opnamen met een waarde voor Ellenberg-R, en 151.235 opnamen met een ph-waarde gebaseerd op metingen. Ad 3. Voor deze vertaling is de trainingset gebruikt van Wamelink et al. (2002) met enkele kleine toevoegingen (3630 opnamen met een bekende ph). De hieruit resulterende vertaalfunctie is identiek aan die van Van Dobben et al. (2006). Ad 4. De opnamen zijn aan syntaxa toebedeeld met het programma ASSOCIA (Van Tongeren in prep., zie Wamelink et al. (2003) voor verdere details). Vervolgens zijn de syntaxa toegekend aan habitattypen (bijlage 2, tabel 2). Details over deze toekenningsprocedure worden gegeven in bijlage 5. Ad 5. Voor de ph is getracht responsiekrommen te maken analoog aan die voor hydrologie in Waternood (zie bijlage 3). Dit betekent dat een 'optimale' en een 'suboptimale' range is afgeleid, gekarakteriseerd met de parameters a 1 en a 2 (de hele range) en b 1 en b 2 (de optimale range). Deze parameters zijn bepaald als percentielwaarden voor ph binnen elk habitattype volgens tabel 2. Hierbij zijn (in tegenstelling tot bij de afleiding van de hydrologische randvoorwaarden) geen weegwaarden gebruikt, omdat hiervan bij de latere vertalingen van habitat- naar vegetatietype is afgezien. Tabel 2. Percentielwaarden gebruikt op ph ranges per habitattype af te leiden parameter percentielwaarde a 1 5 b 1 20 b 2 80 a 2 95 Deze afleiding is gebeurd voor zowel de ph-waarden gebaseerd op Ellenberg-R als gebaseerd op metingen. In bijlage 5 wordt het resultaat grafisch weergegeven. Hoewel de beide schattingen duidelijke gecorreleerd zijn, treden er soms flinke verschillen op. Voorgesteld wordt voor de huidige toepassing de ph-waarden gebaseerd op metingen te gebruiken; deze worden gegeven in bijlage 5, tabel 1. Gevoeligheid voor verzuring Wanneer een type een hoge ph range heeft betekent dit niet automatisch dat het gevoelig is voor verzuring. Deze gevoeligheid wordt bepaald door de combinatie van bodemtype en vegetatietype. Typen met een hoge ph range komen doorgaans voor op kalkhoudende bodems die sterk gebufferd zijn door kalkverwering en daarom betrekkelijk ongevoelig voor verzuring. Typen met een zeer lage ph range komen vaak voor op voor verzuring gevoelige bodemtypen, maar in dat geval kan het 32 Alterra-rapport 1561

vegetatietype ongevoelig zijn voor verzuring. Waarschijnlijk zijn in de praktijk die vegetatietypen het meest gevoelig voor verzuring die optimaal voorkomen op licht gebufferde bodems, namelijk in het ph traject waar buffering plaatsvindt door kationenomwisseling (ca. 4.5-6.0). In dit traject is de buffercapaciteit gering, en slaat de ph gemakkelijk door naar lagere waarden waarbij de buffering vooral plaatsvindt door aluminiumverwering. In bijlage 5 is per habitattype aangegeven welk type gevoelig is voor verzuring door verschillende oorzaken. Figuur 12: ligging van de boorpunten met bekende ph-kcl in het BIS (excl. landbouwgrond) Alterra-rapport 1561 33

3.3 Gebruik van meetgegevens voor zuurgraad De zuurgraad is waarschijnlijk het meest gemeten bodemkenmerk. Echter, in tegenstelling tot de hydrologie zijn deze meetgegevens niet toegankelijk via één openbare database. Het Bodemkundig Informatie Systeem (BIS, www.bodemdata.nl) bevat -naast de bodemkaart 1:50 000- detailgegevens voor 260 000 boorpunten. Op een deel van deze punten is de ph-kcl gemeten, maar deze informatie is niet rechtstreeks toegankelijk. Bovendien liggen de boorpunten voor het grootste deel in landbouwgebied waardoor de relevantie voor habitatgebieden minder is. Wel geven bodemtype en de aanwezigheid van kalk in het profiel een eerste indicatie van de ph, en deze informatie is wel rechtstreeks uit het BIS op te vragen. Figuur 12 geeft de ligging van de boorpunten van het BIS met bekende ph-kcl buiten landbouwgebied; dit betreft 1100 punten in bos en 340 punten in lage vegetatie. Waarschijnlijk ligt een groot deel hiervan in habitatgebieden maar dit is niet gecontroleerd. Naast het BIS is er nog veel informatie over ph in natuurgebieden die in andere projecten of op ad-hoc basis is verzameld. Dit geldt onder andere voor het Meetnet Vitaliteit en Verdroging (Van Dobben & De Vries 2001) (ca. 200 meetpunten) en voor een deel van de meetpunten van het Landelijk Meetnet Flora (Van Dobben & Wegman 2008) (ca. 150 meetpunten). Verder bevat de database achter www.abiotic.wur.nl ca. 2000 punten in natuurgebied waarvan ph en locatie bekend zijn. Ook Kros & Mol (2001) hebben ca. 600 ph metingen in bos- en natuurgebied bijeengebracht ten behoeve van modelvalidatie. Deels zijn dit historische gegevens die mogelijk gebruikt kunnen worden om historische trends in ph te reconstrueren. De punten in bovengenoemde bestanden zullen voor een deel in habitatgebieden liggen maar dit is niet onderzocht. Bovendien is deze informatie niet rechtstreeks toegankelijk en kent deels restricties op het gebruik. Een deel van de bestanden kan overlappen. 3.4 Monitoring van de zuurgraad Uit de voorgaande paragraaf blijkt dat zuurgraad een sterk bepalende factor voor de vegetatie is, en dat de relatie tussen zuurgraad en vegetatie goed bekend is. Een aantal oorzaken maken toepassing van deze kennis in de praktijk echter lastig: - de zuurgraad is in het veld zeer variabel, zowel verticaal (doorgaans loopt de ph van de bodem sterk op met de diepte), als horizontaal, als in de tijd (seizoensfluctuaties kunnen oplopen tot ca. 1 ph-eenheid [Farley & Fitter 1999]); - het routinematig monitoren van ph is technisch vrijwel onmogelijk, hoewel bij continue monitoring van het bodemvocht de ph wel wordt meegenomen. In het verleden is dit op vrij grote schaal gebeurd (Van Breemen et al. 1988, Van Dobben et al. 1992; nu alleen nog op enkele ICP Level-2 plots, De Vries et al. 2002). Deze methode is echter zeer bewerkelijk en heeft als nadeel dat op korte termijn de resultaten sterk weersafhankelijk zijn. In sommige meetnetten wordt de ph van de vaste fase monsters met intervallen van 5-10 jaar bepaald (De Vries et al. 2002, Rietra et al. 2004). Probleem bij die bepaling is de grote ruimtelijke variabiliteit 34 Alterra-rapport 1561

waardoor de veranderingen vrij groot moeten zijn voordat zij statistisch significant worden. Bovengenoemde omstandigheden maken dat een directe monitoring van de ph weinig zinvol is, tenzij het op zeer grote schaal gebeurt. Voor het monitoren van zuurgraad in habitatgebieden zou de volgende procedure gebruikt kunnen worden: - vaststellen welke habitattypen in principe gevoelig zijn voor bodemverzuring (dit zijn de verzuringsgevoelige vegetatietypen op weinig gebufferde bodems, bijlage 5); - bepalen van een monitoringsstrategie gebaseerd op (a) indicatorsoorten, (b) modelsimulaties en (c) directe metingen op beperkte schaal. Indicatorsoorten Vaak is bodemverzuring eenvoudiger waar te nemen aan de vegetatie dan aan de bodem zelf. De hierboven beschreven indicatiewaarden kunnen, behalve om de geschiktheid van de bodem voor een bepaald vegetatietype te schatten, omgekeerd ook gebruikt worden om de zuurgraad van de bodem te schatten (Aggenbach et al. 2007). Het zou zelfs zo kunnen zijn dat bodemverzuring aan de vegetatie is waar te nemen voordat deze meetbaar wordt aan de ph zelf (Van Dobben et al. 1999). Modellen Het bodemchemische model SMART2 wordt algemeen gebruikt om veranderingen in bodemchemie op grond van externe invloeden te schatten. Dit model is een compromis tussen eenvoud en detail, zodanig dat redelijk betrouwbare uitspraken mogelijk zijn terwijl de rekentijd en datahonger beperkt blijven. Het model is uitgebreid gevalideerd op binnen- en buitenlandse datasets (Kros 1998, 2002). SMART2 bestaat uit een set van massabalansvergelijkingen, welke de input-outputrelaties van een bodemcompartiment beschrijven, en een set van vergelijkingen voor de beschrijving van de snelheids- en evenwichtsprocessen in de bodem. Het model bevat alle macro-elementen uit de ladingsbalans. Na + en Cl - zijn slechts aanwezig als indifferente ionen en zitten alleen in de ladingsbalans. SMART2 onderscheidt 7 bodemtypen (arm zand, rijk zand, kalkrijk zand, kalkloze klei, kalkrijke klei, löss, veen) en 5 vegetatiestructuurtypen (loofbos, donker naaldbos, licht naaldbos, heide, grasland). De invoerparameters voor SMART2 zijn gekoppeld aan bodemtype, vegetatiestructuurtype of aan een combinatie van beide. Wanneer geen locatiespecifieke waarden bekend zijn kunnen nominale waarden gebruikt worden. Dit zijn per bodem- en vegetatietype gemiddelde waarden die zijn afgeleid van een grote set meetgegevens over heel Nederland (De Vries & Leeters 1994, Klap et al. 1997). In SMART2 zonder SUMO worden vegetatieafhankelijke parameters gekoppeld aan het aanwezige (en gelijkblijvende) vegetatiestructuurtype gedurende de gehele simulatierun. In een monitoringprogramma zou SMART gebruikt kunnen worden om te komen tot een eerste schatting van het risico op bodemverzuring en daarmee een ongunstige Alterra-rapport 1561 35

ontwikkeling van structuur & functie. Het model is goed in staat om veranderingen in de zuurgraad van de bodem te simuleren als gevolg van: - atmosferische depositie - verandering in kwel - vegetatie-ontwikkeling (bij voorbeeld als gevolg van veranderd beheer) Dit laatste speelt in Habitatrichtlijngebieden geen rol omdat deze een constant beheer kennen, maar in sterke mate bij inrichting van nieuwe natuur met bij voorbeeld overgang van (bemest) grasland naar bos, waarbij een zeer sterke daling van de ph kan optreden. Dit kan een sterke mobilisatie van zware metalen tot gevolg hebben. Om deze ontwikkeling te simuleren is een uitbreiding van SMART2 met een zware-metalen module ontwikkeld (BONANZA, De Vries et al. 2001). Voorstel monitoring S&F aspect zuurgraad - ga uit van de gevoelige typen uit bijlage 5, laat de niet-gevoelige buiten beschouwing; - stel de nulsituatie vast door meting (bij voorbeeld 10 mengmonsters per kaartvlak met gevoelig type, wellicht te combineren met bodemanalyse op alle macronutriënten; zo mogelijk gekoppeld aan opnamen of pq's); - volg de ontwikkeling met (a) simulatie met SMART, (b) veranderingen in indicatorsoorten (intervallen van 6 of 12 jaar); - als één van beide aanwijzingen oplevert dat bodemverzuring optreedt, opnieuw meten. In het algemeen zij opgemerkt dat bij een directe meting van ph (en andere bodemkenmerken) de monstername de grootste kostenpost is, en dat het daarom efficiënt is (a) de monstername te combineren met het maken van vegetatieopnamen (resp. het opnemen van pq's) en (b) het eenmaal genomen monster op meerdere bodemchemische kenmerken te analyseren. 36 Alterra-rapport 1561

4 Voedselrijkdom 4.1 Relatie tussen voedselrijkdom en vegetatie Naast hydrologie en zuurgraad is voedselrijkdom een factor die in hoge mate bepalend is voor de vegetatie. Er is een direct verband tussen beschikbaarheid van nutriënten (vooral N en P) en de productie van de vegetatie (Van Dobben et al. 2005). Bij een toenemend aanbod van nutriënten neemt de productie toe, en vindt concurrentie tussen soorten in toenemende mate slechts om licht plaats. Dit leidt er toe dat een groot aantal langzaam groeiende, aan voedselarme omstandigheden aangepaste soorten wordt verdrongen door een klein aantal snelgroeiende soorten. Doordat bij extreme voedselarmoede slechts een klein aantal gespecialiseerde soorten kan voorkomen, ontstaat een asymmetrisch verband tussen voedselrijkdom en biodiversiteit, met een maximaal aantal soorten bij een betrekkelijk lage voedselrijkdom (het z.g. 'humpback' verband, Grime 1979). In het algemeen is N het meest beperkende nutriënt, maar in natte of kalkrijke systemen kan ook P-beperking optreden (Wassen et al. 2005). Vaak wordt een algemene toename van de voedselrijkdom (eutrofiëring) als de belangrijkste oorzaak van de achteruitgang van de soortenrijkdom aan vaatplanten gedurende de laatste 50 jaar beschouwd (Weeda et al. 2002). Eutrofiëring kan op drie manieren tot stand komen: - door directe bemesting; - via het oppervlaktewater; - via atmosferische depositie. Direct bemesting heeft vooral in het verleden geleid tot een sterke verarming van de flora van akkers, weiden en overhoeken in het agrarisch gebied. In reservaten speelt het geen rol. Door de sterk toegenomen bemestingsdruk vanuit de landbouw, maar ook door lozingen van onder andere rioolwater is ook de voedselrijkdom van het oppervlaktewater sterk toegenomen. Vegetaties die periodiek worden overstroomd kunnen daarom eutrofiëren en verarmen. De belangrijkste oorzaak van eutrofiëring is momenteel waarschijnlijk wel de atmosferische depositie van N. Daarom wordt hieraan in dit hoofdstuk de meeste aandacht besteed. Niet vergeten moet worden dat eutrofiering echter ook langs indirecte weg kan optreden; bekende voorbeelden zijn de mobilisatie van P bij vernatting, en de toenemende mineralisatie van N en P bij hoge sulfaatconcentraties (Smolders et al. in press). Omdat deze mechanismen moeilijk te kwantificeren zijn en er geen eenstemmigheid bestaat over hun belang worden zij hier buiten beschouwing gelaten. De hier (en in alle andere op critical load gebaseerde studies) gebruikte benadering is in essentie simpel, en gaat er vanuit dat (1) N het enige groeibeperkende nutriënt is, en (2) de plant uitsluitend reageert op de 'beschikbaarheid' van N, die is gedefinieerd als de som van de atmosferische depositie en de anorganische N die vrijkomt door mineralisatie van organisch N in de bodem. Alterra-rapport 1561 37

Atmosferische depositie Na de publicatie van het effect van atmosferische depositie op de visstand in meren in Scandinavië en Canada (Oden 1967, Beamish et al. 1975) is zeer veel onderzoek gedaan naar de relatie tussen luchtkwaliteit en depositie enerzijds en biodiversiteit en productie anderzijds. Lag aanvankelijk de nadruk op aquatische systemen, na publicaties van Ulrich eind jaren zeventig over het verwachte bossterven verschoof de aandacht naar terrestrische systemen (zie Ulrich et al. 1979). In de loop van de jaren tachtig begon de aandacht te verschuiven van verzuring naar eutrofiëring. Dit hing samen met de sterke daling van de emissie van SO 2, en de gelijktijdige stijging van de emissie van NH 3. Nadat was aangetoond dat ook NH 3 meestal tot bodemverzuring leidt (Van Breemen et al. 1982) is het onderscheid in verzurende en eutrofiërende depositie ook minder zinvol. Het is aannemelijk dat in de huidige situatie aantasting van de biodiversiteit door atmosferische depositie vooral via eutrofiëring en in mindere mate via verzuring verloopt (Bobbink et al. 1998). Zoals hierboven uiteengezet leidt deze eutrofiëring tot het verdringen van een groot aantal aan arme omstandigheden aangepaste, langzaam groeiende soorten door een klein aantal aan rijke omstandigheden aangepaste en snel groeiende soorten. Algemeen wordt aangenomen dat er voor dit proces van verdringing een drempelwaarde bestaat, de critical load. De critical load is inmiddels een in het beleid (ook internationaal) algemeen geaccepteerde maat. Hieronder wordt ingegaan op methoden om de critical load vast te stellen. 4.2 Afleiding van critical load per Habitattype Empirische versus gesimuleerde critical load De critical load is volgens de momenteel internationaal gangbare definitie 'a quantitative estimate of an exposure to one or more pollutants below which significant harmful effects on specified sensitive elements of the environment do not occur according to present knowledge'. In deze context kunnen 'significant harmful effects' zijn (a) chemische veranderingen in bodem en water die direct of indirect effecten op organismen kunnen hebben, of (b) veranderingen in individuele organismen, populaties of ecosystemen (Nilsson & Grennfelt 1988). Er zijn twee manieren om critical load te schatten: empirisch of door simulatie (tabel 3). De eerste methode gebruikt proefvelden of 'mesocosms' waarin verschillende hoeveelheden stikstof worden toegevoegd. In dat geval wordt de critical load vastgesteld als die toevoeging waarbij een afname van biodiversiteit begint op te treden (Achermann & Bobbink 2003). De tweede methode maakt gebruik van modellen om de depositie te berekenen die leidt tot bodemcondities die nog juist door een gegeven vegetatietype verdragen worden. Deze grenswaarden per vegetatietype zijn overigens op hun beurt wel empirisch vastgesteld. Beide methoden bevatten bepaalde onzekerheden. Bij de empirische critical load komen die vooral voort uit onzekerheden in de vertaling van experimentele condities naar de veldsituatie, bij simulatie vooral uit gebrek aan gegevens over de respons van soorten op gegeven abiotische condities (in termen van zuurgraad en beschikbaarheid van nutriënten). Met name de respons op N beschikbaarheid is een grote bron van onzekerheid, omdat de N beschikbaarheid niet direct is af te leiden 38 Alterra-rapport 1561

uit bodemchemische analyses. In de loop van het groeiseizoen komt N beschikbaar door mineralisatie en depositie, maar de N die beschikbaar komt wordt vrijwel onmiddellijk door de vegetatie opgenomen. Daarom kan de beschikbaarheid slechts worden vastgesteld via tijdrovende incubatie-experimenten, en deze zijn niet op een voldoende schaal beschikbaar om de respons per soort te bepalen. Overigens zijn beide methoden in beperkte mate gevalideerd op onafhankelijke veldwaarnemingen. Tabel 3. Samenvatting van verschillen en overeenkomsten tussen empirische en gesimuleerde critical loads referentie situatie criterium voor verlies aan biodiversiteit relatie depositie <=> biodiversiteit bron van gegevens vegetatietypologie belangrijkste bronnen van onzekerheid empirische critical load gesimuleerde critical load vegetatie van 'schone' referenties, of historische gegevens verlies aan soorten uit lab ('mesocosm') studie (aangevuld met veldwaarnemingen) experimenteel, soms observationeel uit bodemprocessen en respons op abiotische condities per soort responsies per soort: observationeel of expert kennis bodem: proceskennis weinig, breed gedefinieerde veel, nauw gedefinieerde typen typen generalisatie van experiment onzekerheid in abiotische respons per naar veld soort gebrek aan gegevens over abiotische condities in veldsituaties Door de UN-ECE worden elke vier jaar de critical loads in internationaal verband vastgesteld; voor het laatst is dit gebeurd in 2002 (Achermann & Bobbink 2003). Gesimuleerde critical loads zijn onder andere vastgesteld door Alterra (Van Dobben et al. 2004, 2006). Het blijkt dat de critical loads afgeleid met deze twee methoden redelijk goed overeenstemmen; veel 'gevoelige' vegetatietypen hebben een critical load in de orde van grootte van 15-20 kg N ha -1.j -1. Alleen voor vennen ligt de critical load veel lager, in de orde van grootte van 5-10 kg N ha -1.j -1 ; dit geldt zowel voor de empirische (Arts et al. 2002) als voor de gesimuleerde waarden (Wortelboer et al. in prep.). Beide methoden houden rekening met zowel eutrofiërings- als verzuringseffecten, maar drukken de critical load uit in kg N ha -1.j -1 (ook wel in kmol of Mol ha -1.j -1, 1 kmol = 14 kg N). De empirische critical loads zijn bepaald voor breed gedefinieerde vegetatietypen (gebaseerd op de EUNIS typologie) en kunnen daarom alleen als ranges worden gegeven. De gesimuleerde waarden volgens Van Dobben et al. (2004, 2006) zijn per vegetatietype uniek, maar omdat veel habitattypen meerdere vegetatietypen omvatten zijn ze dat niet per habitattype. Omdat het beleid behoefte heeft aan unieke waarden is onlangs een tabel hiervan gemaakt, gebaseerd op een discussie tussen onderzoekers van zowel empirische als gesimuleerde waarden (De Haan et al. 2007). Deze tabel geeft waarden voor de (nieuwe) natuurdoeltypen (cf. Bal et al. 2001), die niet direct in habitattypen zijn te vertalen. In de huidige rapportage wordt daarom volstaan met een tabel van critical load ranges per habitattype, gebaseerd op zowel gesimuleerde (Van Dobben et al. 2004) als empirische (Achermann & Bobbink 2003) waarden, en vertaaltabellen van habitattype naar vegetatietype resp. EUNIS type. Een tabel met Alterra-rapport 1561 39

unieke 'consensus' waarden voor de critical load per habitattype is momenteel in voorbereiding (Van Dobben & Van Hinsberg 2008). Critical load per habitattype Bijlage 6 geeft een schatting van de critical load ranges per habitattype volgens beide in 3.2 genoemde methoden. Deze schattingen zijn gebaseerd op: - de gesimuleerde critical loads per associatie volgens Van Dobben et al. (2004), met enkele correcties zoals weergegeven in Van Dobben & Bleeker (2004); - de empirische waarden per EUNIS type volgens Achermann & Bobbink (2003) met een aanvulling (voor de bossen) volgens Dorland & Bobbink (2005); - de vertaaltabel van habitattype naar vegetatietype in bijlage 2, tabel 2 (deze is vrijwel identiek aan de tabel volgens de 'profielen' van de habitattypen, zie http://www.synbiosys.alterra.nl/natura2000/documenten/profielen/ habitattypen/vegetatietabel_habitattypen.xls); - de vertaaltabel van habitattype naar EUNIS type (nieuw voorstel in overleg met D. Bal; bijlage 2, tabel 3). Op grond van de vertaaltabel van associatie naar habitattype (bijlage 2) is voor elk habitattype de minimale en de maximale critical load vastgesteld (als de critical load van de gevoeligste resp. de ongevoeligste associatie die tot dat type behoort). Als de critical load van een associatie verschilt per bodemtype is de laagste critical load van het gevoeligste type en de hoogste critical load van het ongevoeligste type genomen. Details over de bepaling van de critical load per habitattype worden gegeven in bijlage 6. De zo afgeleide critical loads kunnen gebruikt worden voor methode 1 zoals hieronder beschreven; voor de meer verfijnde benaderingen (methoden 2 en 3 hieronder) kan worden uitgegaan van de critical loads per associatie zoals gegeven door Van Dobben et al. (2004). 4.3 Monitoring van de critical load overschrijding in habitatgebieden Monitoring van de depositie Door het RIVM worden landelijke kaarten van de stikstofdepositie gemaakt (http://www.rivm.nl/milieuennatuurcompendium/nl/i-nl-0189-05.html). Op 5*5 km hok niveau wordt weergegeven: de jaarlijkse stikstof (N) depositie, uitgedrukt in mol N/ha/jaar. Dit betreft dan de som van depositie van stikstofoxides (NO x ) en ammoniak (NH x ). De stikstofdepositie is voor een aantal gebieden herberekend met het Operationeel Prioritaire Stoffen model (OPS) op 25*25 m-niveau. In dit model wordt de stikstofdepositie geschat op grond van gegevens over de ligging van agrarische bedrijven en vee-aantallen in het GIAB-bestand (Geografische Informatie Agrarische Bedrijven, http://www.giab.nl). Uit meetresultaten van het Landelijk Meetnet Luchtkwaliteit van het RIVM zijn parameters bepaald waarmee berekeningen zijn gecorrigeerd. Op het gebruik van het GIAB bestand berusten overigens restricties, zie voor details de bovengenoemde website. 40 Alterra-rapport 1561

Bepaling van de critical load overschrijding Om het effect van depositie op de staat van instandhouding te schatten kunnen - afhankelijk van de beschikbaarheid van gegevens - verschillende methoden gevolgd worden: 1. globaal, op grond van habitattypen. Deze methode kan gebruikt worden indien van een Habitatrichtlijngebied bekend is welke habitattypen er voorkomen, maar onbekend is waar deze typen liggen. Van de typen is bekend welke associaties hieronder vallen, en van deze associaties is de critical load bekend. Er is een tabel gemaakt van critical loads per type op grond van de vertaaltabel van associatie naar type; hierbij heeft elk type een critical load range, waarvan de ondergrens de critical load van het gevoeligste type is, en de bovengrens die van het minst gevoelige type (bijlage 6). Voor elk gebied kan de range aan actuele depositie worden vastgesteld op grond van de ruimtelijke verdeling van de depositie. Vervolgens kan per gebied de range aan critical load over- of onderschrijding worden vastgesteld onder de aanname dat het gevoeligste type op de plaats met de hoogste depositie ligt en het ongevoeligste op de plaats met de laagste depositie (= maximale overschrijding); of, dat het gevoeligste type op de plaats met de laagste depositie ligt en het ongevoeligste op de plaats met de hoogste depositie (= minimale overschrijding). 2. globaal, op grond van vegetatietypen. Deze methode kan gebruikt worden wanneer van een gebied bekend is welke vegetatietypen (associaties) er voorkomen, maar onbekend is waar deze typen liggen. Deze methode is verder gelijk aan methode 1, maar er wordt nu gerekend met critical load waarden per vegetatietype in plaats van per habitattype. Deze methode is gebruikt door Van Dobben & Bleeker (2004). Een verfijning ten opzichte van methode 1 is dat alleen die vegetatietypen meedoen waarvan is vastgesteld dat zij inderdaad voorkomen in het gebied. 3. ruimtelijk expliciet, op grond van habitattypen of vegetatietypen. Deze methode kan worden toegepast wanneer er een kartering van een gebied beschikbaar is. In dat geval kan de actuele critical load overschrijding voor elk type worden vastgesteld. Wanneer de kartering in habitattypen is, leidt dit per kaartvlak tot een range aan critical load overschrijdingen, maar wanneer de kartering in vegetatietypen is kan het ruimtelijk patroon van actuele critical load overschrijding worden bepaald. Dit is ook het geval op het moment dat unieke consensus critical load waarden per habitattype beschikbaar zijn (cf. Van Dobben & Van Hinsberg 2008). Een nog te beantwoorden vraag bij deze methode is overigens of, wanneer de critical load van een bepaald vegetatietype (of: vegetatie - bodem combinatie) wordt overschreden, maar die van een ander vegetatietype dat tot hetzelfde habitattype behoort niet, dit als een bedreiging voor de staat van instandhouding moet worden beschouwd. Verder moet nog opgemerkt worden dat met name voor methoden 1 en 2 de schaal waarop de actuele depositie bekend is veel kan uitmaken. Wanneer een gebied voor een klein deel ligt in een overigens agrarisch hok, zal dit de geschatte maximale depositie voor dat hok sterk omhoog trekken, en dit effect wordt sterker naarmate de schaal waarop de depositie bekend is, grover wordt (zie ook Van Dobben & Bleeker 2004). Alterra-rapport 1561 41

5 Zout Vooral in kustmilieu's is zout een bepalende factor. Er zijn zeven habitat(sub)typen die een vegetatie hebben waarvoor zout een belangrijke rol speelt (1310A, 1310B, 1320, 1330A, 1330B, 6430B). Er zijn slechts weinig soorten die zoute condities verdragen en die milieus (maar ook de brakke) hebben daarom heel specifieke indicatorsoorten. In de Waternood-applicatie kan worden nagegaan wat de zoutbehoefte is van de vegetatietypen die deel uitmaken van deze habitattypen (zie figuur 6). Met mogelijke uitzondering van binnenlandse zoutvegetaties is het niet waarschijnlijk dat de staat van instandhouding van deze typen bedreigd zal worden door veranderingen in zoutinvloed, maar indien nodig kan de invloed van zout eenvoudig gemeten worden via de geleidbaarheid of het chloridegehalte van bodemmonsters. Bij buitendijkse locaties kan de zoutinvloed ook geschat worden uit de overvloedingsfrequentie wanneer de hoogteligging bekend is (cf. Van Dobben & Slim 2005). Voorstel voor monitoring loopt langs dezelfde lijnen als voor zuurgraad: bepaal de nulsituatie door meting (hetzij direct door meting van het EGV of uit bodemanalyse via Cl of Na, hetzij indirect uit hoogteligging + zeespiegel regime), en meet opnieuw wanneer veranderingen in indicatorsoorten daartoe aanleiding geven. Alterra-rapport 1561 43

6 Conclusies en aanbevelingen Voor de algemene aanbevelingen aangaande de beoordeling van structuur & functie wordt verwezen naar deel I, hoofdstuk 3.4: 'Eerst worden de biotische condities beoordeeld. Voor veel habitattypen vormen typische soorten en vegetatiestructuur essentiële kenmerken van het type zelf; als deze ongunstig zijn moet het eindoordeel daarom ongunstig zijn. Vaak zijn de abiotische condities ook kenmerken van het type zelf, maar deze kunnen in eerste instantie beoordeeld worden aan de hand van indicatorsoorten. Als deze een ongunstig beeld opleveren kan worden overgegaan tot directe meting (hetgeen doorgaans -enigszins afhankelijk van het type- een grotere inspanning zal betekenen). (...) Als directe meting toch een gunstig beeld oplevert kan structuur & functie alsnog als gunstig worden beoordeeld.'. Als monitoring van abiotische condities noodzakelijk is wordt voorgesteld hiervoor zo veel mogelijk aan te sluiten op bestaande meetnetten. Voor de drie belangrijkste abiotische condities kan hierover het volgende worden opgemerkt: Hydrologie Het DINO bestand bevat een grote hoeveelheid gegevens die in principe bruikbaar zijn. Echter, de huidige studie had slechts een verkennend karakter, en om de werkelijke bruikbaarheid van deze gegevens te toetsen is een gedetailleerde vervolgstudie nodig (eventueel in de vorm van een case-studie voor een of enkele habitatgebieden). Zo'n case-studie zou dan ook inzicht moeten leveren in de noodzaak om nieuwe peilbuizen te plaatsen en de kosten van plaatsing en onderhoud van de buizen. Voor habitattypen waarvoor oppervlaktewaterstand belangrijker dan grondwaterstand (vennen en trilvenen) is een additionele inspanning nodig omdat er geen centrale database waarin deze standen zijn opgeslagen. Zuurgraad Ondanks de beschikbaarheid van een groot aantal metingen van zuurgraad, is de directe bruikbaarheid hiervan voor monitoring van structuur & functie twijfelachtig. Daarom wordt aanbevolen om bij gebleken noodzaak (zie boven) over te gaan tot nieuwe metingen. Overwogen zou kunnen worden om in alle habitatgebieden die voor veranderingen in zuurgraad gevoelige typen herbergen (zie bijlage 1) eenmalig de nulsituatie vast te leggen, zodat deze als referentie gebruikt kan worden als later veranderingen optreden. Aangezien bij een dergelijke bepaling het grootste deel van de kosten in de monstername zit zou overwogen kunnen worden om de bepaling van de zuurgraad te combineren met enkele andere bodemchemische kenmerken bij voorbeeld gehalte aan organische stof, totaal en extraheerbaar N, basische kationen en enkele anionen bij voorbeeld sulfaat. De meerkosten voor deze bepalingen zijn gering. Voedselrijkdom Een directe meting van de voedselrijkdom is bij de huidige stand van kennis niet zinvol. Omdat een te hoge voedselrijkdom meestal het gevolg is van depositie van stikstofverbindingen, is schatting van de depositie een goed alternatief. De depositie Alterra-rapport 1561 45

wordt standaard geschat in het Landelijk Meetnet Luchtkwaliteit, en is via internet beschikbaar op 5*5 km, en indirect ook op 250*250 m. Er is de laatste tijd veel discussie geweest over de kritische depositie. De in het huidige rapport gegeven waarden laten de gebruiker enige vrijheid, onder andere met betrekking tot de keuze tussen gesimuleerde of empirische waarden, en door het gebruik van ranges in plaats van unieke waarden. Unieke waarden per habitattype worden wel gegeven door Van Dobben & Van Hinsberg (2008). Opgemerkt dient nog te worden dat een deel van de onzekerheid in de kritische depositie per habitattype wordt veroorzaakt door de vertaling van habitattype naar vegetatietype. Indien (bij voorbeeld in het kader van de beheersplannen) karteringen van habitatgebieden op het niveau van vegetatietype beschikbaar komen is deze vertaling niet meer nodig, en ontstaat de mogelijkheid om de overschrijding van de kritische depositie direct en ruimtelijk expliciet te bepalen (volgens methode 3 in hoofdstuk 4.3). 46 Alterra-rapport 1561

Literatuur Achermann, B. & R. Bobbink., 2003. Empirical critical loads for nitrogen: expert workshop Berne 11-13 november 2002. Swiss Agency for the Environment, Forests and Landscape, Environmental Documentation 164, 327 p. Aggenbach, C., H., Huneman & M.J. Jalink, 2007. Indicatieve plantensoorten voor habitattypen: resultaten fase 1. Alterra rapport nr, WOT IN serie nr. 6. Alterra, Wageningen. Arts, G.H.P, H. van Dam, F.G. Wortelboer, P.W.M. van Beers & J.D.M. Belgers. 2002. De toestand van het Nederlandse ven. Alterra rapport, 124 pp. Bal, D., H.M, Beije, Y.R., Hoogeveen, S.R.J.,Jansen & P.J. van der Reest, 1995. Handboek Natuurdoeltypen in Nederland. Rapport IKC-N 11, 408 p. Bal, D., H.M. Beije, M. Fellinger, R. Haveman, A.J.F.M. van Opstal & F.J. van Zadelhoff, 2001. Handboek Natuurdoeltypen. Wageningen, Expertisecentrum LNV. Beamish, R.J, W.L., Lockart, J.C, van Loon & H.H. Harvey, 1975. Long-term acidification of a lake and resulting effects on fishes. Ambio 4:98-102. Bobbink, R., M., Hornung & J.G.M. Roelofs, 1998. The effect of air-borne nitrogen pollutants on species diversity in natural and semi-natural European vegetation. J Ecol 86:717-738. De Graaf, M.C.C., R., Bobbink, P.J.M., Verbeek, & J.G.M. Roelofs, 1997. Aluminium toxicity and tolerance in three heathland species. Water, Air, Soil Pollution 98:229-239. De Haan, B.J., J. Kros, R. Bobbink, J.A. van Jaarsveld, J.G.M. Roelofs & W. de Vries, 2007. Effecten van ammoniak op de Nederlandse natuur. MNP Rapport 500125002/2006. De Vries, W., P.F.A.M., Römkens, J., Kros, D., Boels, D.J., Brus, & J. Japenga, 2001. Risico's van bodemverontreiniging in het landelijk gebied in relatie tot bodemgebruik en bodembeheer. Bodemkwaliteitskaarten, risico's voor de voedselveiligheid, actief bodembeheer en beslissingsondersteunende systemen. Alterra Rapport, 110 p. De Vries, W. & E.E.J.M. Leeters, 1994. Effect of acid deposition on 150 forest stands in The Netherlands I: Chemical composition of the humus layer, mineral soil and soil solution. SC-rapport 69.1. De Vries, W., G.J., Reinds, H. van Dobben, D. de Zwart, D. Aamlid, P. Neville, M. Posch, J. Auee, J.C.H. Voogd & E.M. Vel, 2002. Intensive monitoring of forest ecosystems in Europe. Technical Rapport FIMCI, 177 p. Dorland, E. & R. Bobbink, 2005. Differentiation of the empirical N critical loads for woodland and forest ecosystems. Report Landscape Ecology. Utrecht University, BUWAL, Bern. Ellenberg, H., H.E. Weber, R. Düll, V. Wirth, W. Werner & D.Pauliszen, 1991. Zeigerwerte von Pflanzen in Mitteleuropa. Scripta Geobotanica 18:1-248. European Commission. 2005. Note to the Habitats Committee. Subject: Assessment, monitoring and reporting of conservation status Preparing the 2001-2007 Alterra-rapport 1561 47

report under Article 17 of the Habitats Directive. (DocHab-04-03/03 rev. 3). European Commission, Brussel. Farley, R.A., Fitter, A.H. 1999. Temporal and spatial variation in soil resources in a deciduous woodland. J Ecol. 87:688-696. Grime, J.P. 1979. Plant strategies and vegetation processes. Wiley, New York, 222 p. Heij, G.J, Schneider, T. 1991. Acidification research in The Netherlands: final report of the Dutch Priority Programme on acidification. Elsevier, 771 p. Jansen, P.C., Runhaar, J., Witte, J.P.M., Dam, J.C. van, 2000. Vochtindicatie van grasvegetaties in relatie tot de vochttoestand van de bodem. Rapport 057, Alterra, Wageningen. Jansen, P.C. & J. Runhaar, 2001. Droogtestress als functie van grondwaterstand en bodemtype, Rapport 367, Alterra, Wageningen. Janssen, J.A.M. & J.H.J. Schaminée, 2003. Europese natuur in Nederland: Habitattypen. KNNV Uitgeverij, Utrecht, 120 p. Janssen, J.A.M., H.F. van Dobben, R. Haveman, S.M. Hennekens, H.P.J. Huiskes, J.H.J. Schaminée, A.M. Schmidt & M. van Meerloo, 2008. Monitoring Natura 2000 habitattypen: advies voor een landelijk meetprogramma. Rapport in het kader van het WOT programma Informatievoorziening Natuur i.o (WOT IN). Alterra rapport 1633; WOT IN serie nr. 8. Klap, J.M., W. de Vries, J.W. Erisman & E.P. van Leeuwen, 1997. Relationships between forest condition and natural and anthropogenic stress factors on the European scale; pilot study. SC / RIVM rapport 150 / 722108022, 245 p. Kros, J., 1998. De modellering van de effecten van vezuring, vermesting en verdroging voor bossen ten behoeve van de milieubalans, milieuverkenning en natuurverkenning: verbetering, verfijning en toepassing van het model SMART2. Rapport SC / RIVM, Reeks Milieuplanbureau 3, 91 p. Kros, J., 2002. Evaluation of biogeochemical models at local and regional scale. Thesis, Alterra scientific contributions 7. Kros, J. & J.P. Mol, 2001. Historische ph en stikstofbeschikbaarheden in bossen en natuurterreinen. Alterra rapport 217. Lammers, G.W., A. van Hinsberg, W. Loonen, M.J.S.M. Reijnen & M.E. Sanders, 2005. Optimalisatie Ecologische Hoofdstructuur. Rapport MNP 408768003, 108 p. Latour, J.B., R., Reiling & J. Wiertz, 1993. MOVE: a multiple stress model for vegetation. TNO Committee on Hydrological research Proceedings and Information 47:53-66. Nilsson J. & P. Grennfelt 1988. Critical loads for sulphur and nitrogen. Miljørapport 15:1 418. Nordic Councel of Ministers, Copenhagen. Odén, S. 1967. Nederbördens försurning. Dagens Nyheter, 24 oktober 1967. Rietra, R.P.J.J., D.J. Brus & F. de Vries, 2004. Bodemmeetnet Noord-Holland, meetontwerp en 1ste meetronde. Alterra-rapport 941, 100 p. Runhaar, J., 1999. Impact of hydrologicalchanges on nature conservation areas in the Netherlands. Thesis, Leiden University. Runhaar J., J.C. Gehrels, G. van der Lee, S.M. Hennekens, G.W.W. Wamelink, W. van der Linden & P.G.B. van der Louw, 2002a. Doelrealisatie natuur. Waternood-rapport deel 5. STOWA, Utrecht, rapport 2002-26. 48 Alterra-rapport 1561

Runhaar, H., N. van Oostrom & R. Stuurman, 2005a. Verdroging in cijfers: strategieën voor verdrogingsmonitoring. Rapport TNO / Alterra. Runhaar, J., J.R.M. Alkemade, S.M. Hennekens, J. Wiertz & M. van t Zelfde, 2002b. Afstemming biotische responsmodules DEMNAT-SMART/MOVE. Rapport RIVM 408657008. Runhaar, J., J. Clement, P.C. Jansen, S.M. Hennekens, E.J. Weeda, G.W.W. Wamelink & E.P.A.G. Schouwenberg, 2005b. Hotspots floristische biodiversiteit. WOT Natuur & Milieu, Rapport 9. Wageningen, 228 p. Runhaar, J. & P.C. Jansen, 2004. Overstroming en vegetatie. Vergelijkend onderzoek in 5 beekdallocaties. Rapport 1079. Alterra, Wageningen. Runhaar, J., G.W.W. Wamelink, S.M. Hennekens & J.C. Gehrels, 2003. Realisatie van natuurdoelen als functie van de hydrologie. Landschap 20(3): 143-153. Schaminée, J.H.J., A.H.F. Stortelder & V. Westhoff, 1995. De vegetatie van Nederland I: inleiding tot de plantensociologie. Grondslagen, methoden en toepassingen. Opulus Press, 296 p. Schouwenberg, E.P.A.G. 2002. Geïntegreerd Ruimtelijk Evaluatie-Instrumentarium voor NatuurontwikkelingsScenario's - Beerze-Reusel (GREINS2): Natuur Technisch Model (NTM3). Rapport Alterra 504, 77 p. Smolders, A.J.P., L.P.M. Lamers, E.C.H.E.T. Lucassen & J.G.M. Roelofs, in press. Internal eutrophication: how it works and what to do about it - a review. Chemistry & Ecology. Ter Braak, C.J.F. & N.J.M. Gremmen, 1987. Ecological amplitudes of plant species and the internal consistency of Ellenberg 's indicator values for moisture. Vegetatio 69:79-87. Ulrich, B., R. Mayer & P.K. Khanna, 1979. Deposition von Luftveruntreinigungen und ihre Auswirkung in Waldokosystemen in Solling. 291 p. Van Breemen, N., P.A. Burrough, E.J. Velthorst, H.F. van Dobben, T. de Wit & H.F.R. Reijnders, 1982. Soil acidification from atmospheric ammonium sulphate in forest canopy throughfall. Nature 299:548-550. Van Breemen, N., W.J.J. Visser & Th. Pape, 1988. Biogeochemistry of an oak - woodland ecosystem in The Netherlands affected by acid atmospheric deposition. Agricultural Research Report 930, 197 p + microfiche. Van Dam, D., H.F. van Dobben, C.J. ter Braak & T. De Wit, 1986. Air pollution as a possible cause for the decline of some phanerogamic species in the Netherlands. Vegetatio 65:47-52. Van Dobben, H.F., J.R., Mulder, H. Van Dam & H. Houweling, 1992. Impact of acid atmospheric deposition on the biogeochemistry of moorland pools and surrounding terrestrial environment. Agricultural Research Reports 931, 232p. Van Dobben, H.F., E.P.A.G Schouwenberg, J.P. Mol, H.J.J. Wieggers, M.J.M. Jansen, J. Kros & W. de Vries, 2004. Simulation of critical loads for nitrogen for terrestrial plant communities in The Netherlands. Alterra rapport 953, 84 p. Van Dobben, H.F. & P.A. Slim, 2005. Evaluation of changes in permanent plots in the dunes and upper salt marsh at Ameland East: Ecological effects of gas extraction. In: Begeleidingscommissie Monitoring Bodemdaling Ameland, Alterra-rapport 1561 49

Monitoring effecten van bodemdaling op Ameland-Oost: evaluatie na 18 jaar gaswinning. Rapport NAM. Van Dobben, H.F., C.J.F. ter Braak & G.M. Dirkse, 1999. Undergrowth as a biomonitor for deposition of nitrogen and acidity in pine forest. Forest Ecology & Management 114:83-95. Van Dobben, H.F. & W. Vries, 2001. Relatie tussen vegetatie en abiotische factoren in het Meetnet Vitaliteit en Verdroging; een statistische studie op grond van waarnemingen in 200 opstanden in 1995 en 1996. Alterra rapport 406. Van Dobben, H.F., A. van Hinsberg, E.P.A.G. Schouwenberg, M. Jansen, J.P. Mol- Dijkstra, H.J.J. Wieggers, J. Kros, W. de Vries2006. Simulation of Critical Loads for Nitrogen for Terrestrial Plant Communities in The Netherlands. Ecosystems 9:32-45 Van Dobben, H.F., G.W.W. Wamelink & R M A. Wegman, 2005. Schatting van de beschikbaarheid van nutriënten uit de productie en soorten-samenstelling van de vegetatie. WOT Natuur & Milieu Rapport 16, 64p. Van Dobben, H., A. Bleeker, 2004. Overschrijding van de critical load voor N voor Habitatgebieden in Nederland. Rapport Stichting Natuur en Milieu, www.natuurenmilieu.nl/pdf/0403_20040610_alterratno_onderzoeksrapport_ stikstofgevoeligheid_habitatrichtlijngebieden.pdf Van Dobben, H.F., J.A.M. Janssen, & A.M. Schmidt. 2007. Structuur en Functie van Habitattypen. Nadere definiëring en monitoring in het kader van de Habitatrichtlijn. Deel I: uitgangspunten. Alterra-rapport 1529, WOT IN serie nr. 3. Alterra, Wageningen. Van Dobben, H., & A. van Hinsberg, 2008. Overzicht van kritische depositiewaarden voor stikstof, toegepast op habitattypen en Natura 2000- gebieden. Alterra rapport, in prep. Wamelink, W. en J. Runhaar, 2000. Abiotische randvoorwaarden voor natuurdoeltypen. Rapport 181. Alterra, Wageningen. Wamelink, G.W.W., V. Joosten, H.F. van Dobben & F. Berendse, 2002. Validity of ellenberg indicator values judged from physico-chemical field measurements. Journal of Vegetation Science 13:269-278. Wamelink, G.W.W., Mol-Dijkstra, J.P., van Dobben, H.F., Kros, J., Berendse, F. 2000. Eerste fase van de ontwikkeling van het SUccessieMOdel SUMO1. Alterra-rapport 045, 84 p. Wamelink, G.W.W., Ter Braak, C.J.F., Van Dobben, H.F. 2003. Changes in largescale patterns of plant biodiversity predicted from environmental economic scenarios. Landscape Ecology 18:513-527. Wamelink, G.W.W. & H.F. van Dobben, 2003. Uncertainty of critical loads based on the Ellenberg indicator value for acidity. Basic & Applied Ecology 4:515 523. Wamelink, G.W.W., P.W. Goedhart, H.F. van Dobben, & F. Berendse, 2005. Plant species as indicators of soil ph: replacing expert judgement with measurements. Journal of Vegetation Science, 16, 461-470. Wamelink, G.W.W., P.W. Goedhart, J.Y. Frissel, R.M.A. Wegman, P.A. Slim, H.F. van Dobben, 2007. Response curves for plant species and vegetation types. Alterra rapport 1489, 20 p. Wassen, M.J., H. Olde Venterink, E.D. Lapshina, F. Tanneberger, 2005. Endangered plants persist under phosphorus limitation. Nature 437, 547-550. 50 Alterra-rapport 1561

Weeda, E.J., J.H.J. Schaminée & L. van Duuren, 2002. Atlas van Plantengemeenschappen in Nederland 2: graslanden, zomen en droge heiden. Utrecht: KNNV Uitgeverij. p 224. Wortelboer et al. (in prep; '2002'; '2005'). Ecologische effectberekeningen voor de 2 e nationale Natuurverkenning: aquatische systemen. Rapport Milieu- en Natuurplanbureau (in concept). Alterra-rapport 1561 51

Bijlage 1 Relevante Structuur en Functie condities per habitattype relevante conditie sturende conditie code freatische grondwaterstand stijghoogte waterpeil/inundatiefrequentie grondwaterkwaliteit oppervlaktewaterkwaliteit stroming zuurgraad voedselrijkdom zout beheer vegetatiestructuur bedreiging omschrijving 1110A Permanent met zeewater van geringe diepte overstroomde zandbanken; geen vegetatie infra werken Overstroomde zandbanken in het getijdengebied; dit betreft de diepere delen van de Waddenzee 1110B Permanent met zeewater van geringe diepte overstroomde zandbanken; geen vegetatie infra werken Zandbanken van de buitendelta s 1110C Permanent met zeewater van geringe diepte overstroomde zandbanken; geen vegetatie infra werken Parallelle zandbanken in de Noordzee 1110D Permanent met zeewater van geringe diepte overstroomde zandbanken; geen vegetatie infra werken Doggersbank 1130 geen vegetatie infra werken Estuaria 1140A Bij eb droogvallende slikwadden en zandplaten; laagdynamische geen vegetatie infra werken wadplaten 1140B Bij eb droogvallende slikwadden en zandplaten; hoogdynamische geen vegetatie infra werken zandplaten Alterra-rapport 1561 53

code freatische grondwaterstand stijghoogte waterpeil/inundatiefrequentie grondwaterkwaliteit oppervlaktewaterkwaliteit stroming zuurgraad voedselrijkdom zout beheer vegetatiestructuur bedreiging omschrijving 1160 geen vegetatie infra werken Grote, ondiepe kreken en baaien 1170 geen vegetatie infra werken Riffen 1310A Eenjarige pioniersvegetatie van slik- en zandgebieden met Salicornia ssp. pionier infra werken en andere zoutminnende soorten; Zeekraalbegroeiing (Thero Salicornion) 1310B Eenjarige pioniersvegetatie van slik- en zandgebieden met Salicornia ssp. pionier infra werken en andere zoutminnende soorten; Zeevetmuurverbond (Saginion maritimae) 1320 pionier infra werken Schorren met slijkgrasvegetatie (Spartinion maritimae) 1330A grasland infra werken Atlantische schorren (Glauco-Puccinellietalia maritimae); buitendijks 1330B grasland habitat verlies? waterkwaliteit? Atlantische schorren (Glauco-Puccinellietalia maritimae); binnendijks 2110 pionier infra werken Embryonale wandelende duinen 2120 Wandelende duinen op de strandwal met Ammophilia arenaria (witte pionier depositie, verzuring, successie duinen) 2130A Vastgelegde kustduinen met kruidvegetatie (grijze duinen); kalkrijk grasland depositie, verzuring, successie (Polygalo-Koelerion, Tortulo-Koelerion, Trifolion medii) 2130B Vastgelegde kustduinen met kruidvegetatie (grijze duinen); kalkarm grasland depositie, verzuring, successie (Plantagini-Festucion en Corynephorion canescentis) 2130C Vastgelegde kustduinen met kruidvegetatie (grijze duinen); heischraal 2140A grasland heide depositie, verzuring, successie waterkwantiteit, dynamiek, kwaliteit (Nardo-Galion) Vastgelegde ontkalkte duinen met Empetrum nigrum; Ericion tetralicis (vochtig) 54 Alterra-rapport 1561

code freatische grondwaterstand stijghoogte waterpeil/inundatiefrequentie grondwaterkwaliteit oppervlaktewaterkwaliteit stroming zuurgraad voedselrijkdom zout beheer vegetatiestructuur bedreiging omschrijving 2140B Vastgelegde ontkalkte duinen met Empetrum nigrum; Empetrion nigri struweel depositie, verzuring, successie (droog) 2150 heide depositie, verzuring, successie Atlantische vastgelegde ontkalkte duinen (Calluno-Ulicetea) 2160 struweel depositie, verzuring, successie Duinen met Hippophaë rhamnoides 2170 waterkwantiteit, dynamiek, struweel kwaliteit Duinen met Salix repens ssp. argentea (Salicion arenariae) 2180A Beboste duinen van het Atlantische, continentale en boreale gebied; bos depositie, verzuring, successie droog, arm (eik) 2180B waterkwantiteit, dynamiek, Beboste duinen van het Atlantische, continentale en boreale gebied; bos kwaliteit duinvallei (berk) 2180C Beboste duinen van het Atlantische, continentale en boreale gebied; bos depositie, verzuring, successie standwal (rijk, Alno Padion) 2190A aquatisch waterkwaliteit, habitat verlies Vochtige duinvalleien; open water 2190B waterkwantiteit, dynamiek, grasland kwaliteit Vochtige duinvalleien; vochtig kalkrijk (Car. davallianae) 2190C waterkwantiteit, dynamiek, grasland kwaliteit Vochtige duinvalleien; vochtig ontkalkt (Car. nigrae) 2190D waterkwantiteit, dynamiek, grasland kwaliteit Vochtige duinvalleien; helofyten (Phragmition etc.) 2310 heide depositie, verzuring, successie Psammofiele heide met Calluna en Genista 2320 heide depositie, verzuring, successie Psammofiele heide met Calluna en Empetrum nigrum Alterra-rapport 1561 55

code freatische grondwaterstand stijghoogte waterpeil/inundatiefrequentie grondwaterkwaliteit oppervlaktewaterkwaliteit stroming zuurgraad voedselrijkdom zout beheer vegetatiestructuur bedreiging omschrijving 2330 grasland depositie, verzuring, successie Open grasland met Corynephorus- en Agrostis-soorten op landduinen 3110 Mineraalarme oligotrofe wateren van de Atlantische zandvlakten aquatisch waterkwaliteit, habitat verlies (Littorelletalia uniflorae) 3130 Oligotrofe tot mesotrofe stilstaande wateren met vegetatie behorend tot aquatisch waterkwaliteit, habitat verlies de Littorelletalia uniflorae 3140 Kalkhoudende oligo-mesotrofe wateren met benthische Chara spp. aquatisch waterkwaliteit, habitat verlies vegetaties 3150 Van nature eutrofe meren met vegetatie van het type Magnopotamion of aquatisch waterkwaliteit, habitat verlies Hydrocharition 3160? aquatisch waterkwaliteit, habitat verlies Dystrofe natuurlijke poelen en meren 3260A Submontane en laagland rivieren met vegetaties behorend tot het aquatisch waterkwaliteit, infra werken Ranunculion fluitantis en het Callitricho-Batrachion; snel of langzaam stromend water: Ranunculion peltati 3260B Submontane en laagland rivieren met vegetaties behorend tot het aquatisch waterkwaliteit, infra werken Ranunculion fluitantis en het Callitricho-Batrachion; zwak stromend water: Nymphaeion 3270 waterkwantiteit, dynamiek, Rivieren met slikoevers met vegetaties behorend tot het Chenopodietum pionier kwaliteit rubri p.p. en Bidention p.p. 4010A waterkwantiteit, dynamiek, Noord-Atlantische vochtige heide met Erica tetralix; natte heide = heide kwaliteit Ericion tetralicis 4010B waterkwantiteit, dynamiek, Noord-Atlantische vochtige heide met Erica tetralix; moerasheide = heide kwaliteit Oxycocco-Ericion 56 Alterra-rapport 1561

code freatische grondwaterstand stijghoogte waterpeil/inundatiefrequentie grondwaterkwaliteit oppervlaktewaterkwaliteit stroming zuurgraad voedselrijkdom zout beheer vegetatiestructuur bedreiging omschrijving 4030 heide depositie, verzuring, successie Droge Europese heide 5130A Juniperus communis-formaties in heide of kalkgrasland; Dicranostruweel depositie, verzuring, successie Juniperetum (onbegraasd) 5130B Juniperus communis-formaties in heide of kalkgrasland; Rosostruweel depositie, verzuring, successie Juniperetum (begraasd) 6110 Kalkminnend of basifiel grasland op rotsbodem behorend tot het Alyssograsland depositie, verzuring, successie Sedion alba; 6120? Kalkminnend grasland op dorre zandbodem; bevat meerdere typen maar grasland depositie, verzuring, successie die in profiel niet apart onderscheiden? 6130 Grasland op zinkhoudende bodem behorend tot het Violetalia grasland depositie, verzuring, successie calaminariae; 6210 Droge half-natuurlijke graslanden en struikvormende facies op grasland depositie, verzuring, successie kalkhoudende bodems; 6230 Soortenrijke heischrale graslanden, op arme bodems van berggebieden (en grasland depositie, verzuring, successie van submontane gebieden in het; 6410 waterkwantiteit, dynamiek, Grasland met Molinia op kalkhoudende, venige of lemige kleibodem (EUgrasland kwaliteit Molinion); 6430A waterkwantiteit, dynamiek, Voedselrijke zoomvormende ruigten van het laagland, en van de montane struweel kwaliteit en alpiene zones; natte, zoete ruigte (Filipendulion) 6430B Voedselrijke zoomvormende ruigten van het laagland, en van de montane struweel infra werken en alpiene zones; natte, brakke ruigte (Epilobion hirsuti) Alterra-rapport 1561 57

code freatische grondwaterstand stijghoogte waterpeil/inundatiefrequentie grondwaterkwaliteit oppervlaktewaterkwaliteit stroming zuurgraad voedselrijkdom zout beheer vegetatiestructuur bedreiging omschrijving 6430C 6510A? 6510B 7110A 7110B 7120 7140A 7140B 7150 7210 7220 struweel grasland grasland grasland grasland grasland grasland grasland grasland grasland grasland depositie, verzuring, successie depositie, verzuring, successie waterkwantiteit, dynamiek, kwaliteit waterkwantiteit, dynamiek, kwaliteit waterkwantiteit, dynamiek, kwaliteit waterkwantiteit, dynamiek, kwaliteit waterkwantiteit, dynamiek, kwaliteit waterkwantiteit, dynamiek, kwaliteit waterkwantiteit, dynamiek, kwaliteit waterkwantiteit, dynamiek, kwaliteit waterkwantiteit, dynamiek, kwaliteit Voedselrijke zoomvormende ruigten van het laagland, en van de montane en alpiene zones; droge, voedselrijke zomen (Galio-Alliarion) Laaggelegen schraal hooiland (Alopecurus pratensis, Sanguisorba officinalis); hogere delen,dijken (Arrhenaterion) Laaggelegen schraal hooiland (Alopecurus pratensis, Sanguisorba officinalis); periodiek overstroomd (uiterwaarden) (Alopecurion) Actief hoogveen; hoogveenlandschap Actief hoogveen; hoogveenvennen Aangetast hoogveen waar natuurlijke regeneratie nog mogelijk is Overgangs- en trilveen; trilveen (Caricion davallianae) Overgangs- en trilveen; veenmosrietland (Caricion nigrae) Slenken in veengronden met vegetatie behorend tot het Rhynchosporion Kalkhoudende moerassen met Cladium mariscus en soorten van het Caricion davallianae Kalktufbronnen met tufsteen formatie (Cratoneurion) 58 Alterra-rapport 1561

code freatische grondwaterstand stijghoogte waterpeil/inundatiefrequentie grondwaterkwaliteit oppervlaktewaterkwaliteit stroming zuurgraad voedselrijkdom zout beheer vegetatiestructuur bedreiging omschrijving 7230? waterkwantiteit, dynamiek, grasland kwaliteit Alkalisch laagveen 9110 bos depositie, verzuring, successie Beukenbossen van het type Luzulo-Fagetum 9120 Zuurminnende Atlantische beukenbossen met ondergroei van Ilex - of bos depositie, verzuring, successie soms Taxus 9160A Sub-Atlantische en Midden-Europese wintereikenbossen of Eikenhaagbeukenbossen bos depositie, verzuring, successie behorend tot het Carpinion betuli; Carpinion van beekdelen en zandgronden 9160B Sub-Atlantische en Midden-Europese wintereikenbossen of Eikenhaagbeukenbossen bos depositie, verzuring, successie behorend tot het Carpinion betuli; Carpinion van het heuvelland 9190 bos depositie, verzuring, successie Oude zuurminnende eikenbossen op zandvlakten met Quercus robur 91D0A waterkwantiteit, dynamiek, bos kwaliteit Veenbossen; laagveenbossen (Carici curti-betuletum pubescentis) 91D0B waterkwantiteit, dynamiek, bos kwaliteit Veenbossen; hoogveenbossen (Erico-Betuletum pubescentis) 91E0A Alluviale bossen met Alnus glutinosa en Fraxinus excelsior (Alno-Padion, bos depositie, verzuring, successie Alnion incanae; Rivierbegeleidende zachthoutooibossen (verbond Salicion albae) 91E0B Alluviale bossen met Alnus glutinosa en Fraxinus excelsior (Alno-Padion, Alnion incanae,; Rivierbegeleidende Essen-Iepenbossen (verbond Alnobos depositie, verzuring, successie Padion) Alterra-rapport 1561 59

code freatische grondwaterstand stijghoogte waterpeil/inundatiefrequentie grondwaterkwaliteit oppervlaktewaterkwaliteit stroming zuurgraad voedselrijkdom zout beheer vegetatiestructuur bedreiging omschrijving 91E0C 91F0 bos bos waterkwantiteit, dynamiek, kwaliteit depositie, verzuring, successie Alluviale bossen met Alnus glutinosa en Fraxinus excelsior (Alno-Padion, Alnion incanae,; Beekbegeleidende alluviale bossen (verbond Alno-Padion en Alnion glutinosae) Gemengde bossen langs grote rivieren met Quercus robur, Ulmus laevis, Fraxinus excelsior 60 Alterra-rapport 1561

Bijlage 2 Vertaling van habitattypen naar vegetatietypen Tabel 1. Vertaling van habitattypen naar vegetatietypen volgens de sleutel Habitattypen - Vegetatie Van Nederland - versie 1, najaar 2005. Deze tabel is gebruikt voor het bepalen van de hydrologische randvoorwaarden. De kolom WW (=weegwaarde) geeft de mate waarin elke associatie meetelt in de bepaling van de hydrologische randvoorwaarden per habitattype. Voor een uitgebreide omschrijving van de Habitattypen zie bijlage 1. Habitat (code) Habitat ( naam) Vegetatie type (code) Vegetatietype (naam) 1310 Zilte pionierbegroeiingen 27AA02 Centaurio-Saginetum 2 1310 Zilte pionierbegroeiingen 25AA01 Salicornietum dolichostachyae 2 1310 Zilte pionierbegroeiingen 25AA02 Salicornietum brachystachyae 2 1310 Zilte pionierbegroeiingen 27AA01 Sagino maritimae-cochlearietum danicae 2 1310 Zilte pionierbegroeiingen 25AA03 Suaedetum maritimae 2 1310A Zilte pionierbegroeiingen 25AA03 Suaedetum maritimae 2 (zeekraal) 1310A Zilte pionierbegroeiingen 25AA02 Salicornietum brachystachyae 2 (zeekraal) 1310A Zilte pionierbegroeiingen 25AA01 Salicornietum dolichostachyae 2 (zeekraal) 1310B Zilte pionierbegroeiingen 27AA02 Centaurio-Saginetum 2 (zeevetmuur) 1310B Zilte pionierbegroeiingen 27AA01 Sagino maritimae-cochlearietum danicae 2 (zeevetmuur) 1320 Slijkgrasvelden 24AA01 Spartinetum maritimae 2 1320 Slijkgrasvelden 24AA02 Spartinetum townsendii 2 1330 Schorren en zilte graslanden 26AC05 Artemisietum maritimae 2 1330 Schorren en zilte graslanden 26AC04 Blysmetum rufi 2 1330 Schorren en zilte graslanden 26AB04 Parapholido strigosae-hordeetum marini 2 1330 Schorren en zilte graslanden 26AC06 Atriplici-Elytrigietum pungentis 2 1330 Schorren en zilte graslanden 26AC02 Armerio-Festucetum litoralis 2 1330 Schorren en zilte graslanden 26AC03 Junco-Caricetum extensae 2 1330 Schorren en zilte graslanden 26AB03 Puccinellietum capillaris 2 1330 Schorren en zilte graslanden 26AB02 Puccinellietum fasciculatae 2 1330 Schorren en zilte graslanden 26AB01 Puccinellietum distantis 2 1330 Schorren en zilte graslanden 26AA03 Halimionetum portulacoides 2 1330 Schorren en zilte graslanden 26AA02 Plantagini-Limonietum 2 1330 Schorren en zilte graslanden 26AA01 Puccinellietum maritimae 2 1330 Schorren en zilte graslanden 26AC01 Juncetum gerardi 2 1330 Schorren en zilte graslanden 26AC07 Oenantho lachenalii-juncetum maritimi 1 1330A Schorren en zilte graslanden 26AC07 Oenantho lachenalii-juncetum maritimi 1 (buitendijks) 1330A Schorren en zilte graslanden 26AA01 Puccinellietum maritimae 2 (buitendijks) 1330A Schorren en zilte graslanden 26AC06 Atriplici-Elytrigietum pungentis 2 (buitendijks) 1330A Schorren en zilte graslanden (buitendijks) 26AC05 Artemisietum maritimae 2 WW Alterra-rapport 1561 61

1330A Schorren en zilte graslanden 26AC04 Blysmetum rufi 2 (buitendijks) 1330A Schorren en zilte graslanden 26AC03 Junco-Caricetum extensae 2 (buitendijks) 1330A Schorren en zilte graslanden 26AC02 Armerio-Festucetum litoralis 2 (buitendijks) 1330A Schorren en zilte graslanden 26AC01 Juncetum gerardi 2 (buitendijks) 1330A Schorren en zilte graslanden 26AB04 Parapholido strigosae-hordeetum marini 2 (buitendijks) 1330A Schorren en zilte graslanden 26AB03 Puccinellietum capillaris 2 (buitendijks) 1330A Schorren en zilte graslanden 26AB02 Puccinellietum fasciculatae 2 (buitendijks) 1330A Schorren en zilte graslanden 26AB01 Puccinellietum distantis 2 (buitendijks) 1330A Schorren en zilte graslanden 26AA03 Halimionetum portulacoides 2 (buitendijks) 1330A Schorren en zilte graslanden 26AA02 Plantagini-Limonietum 2 (buitendijks) 1330B Schorren en zilte graslanden 26AC06 Atriplici-Elytrigietum pungentis 2 (binnendijks) 1330B Schorren en zilte graslanden 26AC05 Artemisietum maritimae 2 (binnendijks) 1330B Schorren en zilte graslanden 26AC04 Blysmetum rufi 2 (binnendijks) 1330B Schorren en zilte graslanden 26AC03 Junco-Caricetum extensae 2 (binnendijks) 1330B Schorren en zilte graslanden 26AC02 Armerio-Festucetum litoralis 2 (binnendijks) 1330B Schorren en zilte graslanden 26AC01 Juncetum gerardi 2 (binnendijks) 1330B Schorren en zilte graslanden 26AB04 Parapholido strigosae-hordeetum marini 2 (binnendijks) 1330B Schorren en zilte graslanden 26AB03 Puccinellietum capillaris 2 (binnendijks) 1330B Schorren en zilte graslanden 26AB02 Puccinellietum fasciculatae 2 (binnendijks) 1330B Schorren en zilte graslanden 26AB01 Puccinellietum distantis 2 (binnendijks) 1330B Schorren en zilte graslanden 26AA01 Puccinellietum maritimae 2 (binnendijks) 1330B Schorren en zilte graslanden 26AC07 Oenantho lachenalii-juncetum maritimi 2 (binnendijks) 2110 Embryonale duinen 23AA01 Honckenyo-Agropyretum juncei 2 2120 Witte duinen 23AB Ammophilion arenariae 2 2130 Grijze duinen 17AA02 Polygonato-Lithospermetum 2 2130 Grijze duinen 14CB02 Anthyllido-Silenetum 2 2130 Grijze duinen 14CB01 Taraxaco-Galietum veri 2 2130 Grijze duinen 14CA03 Tortello-Bryoerythrophylletum 2 2130 Grijze duinen 14BB02 Festuco-Galietum veri 2 2130 Grijze duinen 14AA02 Violo-Corynephoretum 2 2130 Grijze duinen 19AA03 Botrychio-Polygaletum 2 62 Alterra-rapport 1561

2130 Grijze duinen 14CA02 Sileno-Tortuletum ruraliformis 2 2130A Grijze duinen (kalkrijk) 14CA02 Sileno-Tortuletum ruraliformis 2 2130A Grijze duinen (kalkrijk) 14CA03 Tortello-Bryoerythrophylletum 2 2130A Grijze duinen (kalkrijk) 17AA02 Polygonato-Lithospermetum 2 2130A Grijze duinen (kalkrijk) 14CB01 Taraxaco-Galietum veri 2 2130A Grijze duinen (kalkrijk) 14CB02 Anthyllido-Silenetum 2 2130B Grijze duinen (kalkarm) 14BB02 Festuco-Galietum veri 2 2130B Grijze duinen (kalkarm) 14AA02 Violo-Corynephoretum 2 2130C Grijze duinen (heischraal) 19AA03 Botrychio-Polygaletum 2 2140 Duinheiden met kraaihei 11AA03 Empetro-Ericetum 2 2140 Duinheiden met kraaihei 20AB04 Pyrolo-Salicetum 2 2140 Duinheiden met kraaihei 20AB01 Carici arenariae-empetretum 2 2140 Duinheiden met kraaihei 20AB03 Salici repentis-empetretum 2 2140 Duinheiden met kraaihei 20AB02 Polypodio-Empetretum 2 2140A Duinheiden met kraaihei 11AA03 Empetro-Ericetum 2 (vochtig) 2140B Duinheiden met kraaihei (droog) 20AB02 Polypodio-Empetretum 2 2140B Duinheiden met kraaihei (droog) 20AB01 Carici arenariae-empetretum 2 2140B Duinheiden met kraaihei (droog) 20AB03 Salici repentis-empetretum 2 2150 Duinheiden met struikhei 20AA01 Genisto anglicae-callunetum 2 2150 Duinheiden met struikhei 20AB01 Carici arenariae-empetretum 2 2160 Duindoornstruwelen 37AC02 Hippophao-Ligustretum 2 2160 Duindoornstruwelen 37AC03 Rhamno-Crataegetum 2 2160 Duindoornstruwelen 37AC01 Hippophao-Sambucetum 2 2170 Kruipwilgstruwelen 36AA02 Salicetum cinereae 1 2170 Kruipwilgstruwelen 20AB04 Pyrolo-Salicetum 2 2180 Duinbossen 43AA01 Violo odoratae-ulmetum 2 2180 Duinbossen 39AA02 Carici elongatae-alnetum 2 2180 Duinbossen 42AA01 Betulo-Quercetum roboris 2 2180 Duinbossen 42AA02 Fago-Quercetum 2 2180 Duinbossen 42AA03 Deschampsio-Fagetum 2 2180 Duinbossen 36AA02 Salicetum cinereae 2 2180 Duinbossen 40AA02 Carici curtae-betuletum pubescentis 2 2180 Duinbossen 43AA03 Crataego-Betuletum pubescentis 2 2180 Duinbossen 43AA02 Fraxino-Ulmetum 2 2180 Duinbossen 43AA05 Pruno-Fraxinetum 2 2180A Duinbossen (droog) 42AA03 Deschampsio-Fagetum 2 2180A Duinbossen (droog) 42AA01 Betulo-Quercetum roboris 2 2180A Duinbossen (droog) 42AA02 Fago-Quercetum 2 2180B Duinbossen (vochtig) 39AA02 Carici elongatae-alnetum 2 2180B Duinbossen (vochtig) 40AA02 Carici curtae-betuletum pubescentis 2 2180B Duinbossen (vochtig) 43AA03 Crataego-Betuletum pubescentis 2 2180B Duinbossen (vochtig) 36AA02 Salicetum cinereae 2 2180C Duinbossen (binnenduinrand) 43AA01 Violo odoratae-ulmetum 2 2180C Duinbossen (binnenduinrand) 43AA02 Fraxino-Ulmetum 2 2180C Duinbossen (binnenduinrand) 43AA05 Pruno-Fraxinetum 2 Alterra-rapport 1561 63

2190 Vochtige duinvalleien 06AC02 Scirpetum fluitantis 2 2190 Vochtige duinvalleien 06AC03 Eleocharitetum multicaulis 2 2190 Vochtige duinvalleien 09AA01 Caricetum trinervi-nigrae 2 2190 Vochtige duinvalleien 08BD02 Caricetum paniculatae 2 2190 Vochtige duinvalleien 10AB01 Eriophoro-Caricetum lasiocarpae 2 2190 Vochtige duinvalleien 29AA04 Eleocharito acicularis-limoselletum 2 2190 Vochtige duinvalleien 09BA04 Junco baltici-schoenetum nigricantis 2 2190 Vochtige duinvalleien 06AC01 Pilularietum globuliferae 2 2190 Vochtige duinvalleien 08BC01 Caricetum ripariae 2 2190 Vochtige duinvalleien 06AC04 Samolo-Littorelletum 2 2190 Vochtige duinvalleien 08AA01 Eleocharito palustris-hippuridetum 2 2190 Vochtige duinvalleien 27AA02 Centaurio-Saginetum 2 2190 Vochtige duinvalleien 08BB03 Alismato-Scirpetum maritimi 2 2190 Vochtige duinvalleien 09BA03 Parnassio-Juncetum atricapilli 2 2190 Vochtige duinvalleien 08BC02 Caricetum gracilis 2 2190 Vochtige duinvalleien 08BB04 Typho-Phragmitetum 2 2190 Vochtige duinvalleien 08BB02 Scirpetum tabernaemontani 2 2190 Vochtige duinvalleien 08BA02 Cicuto-Caricetum pseudocyperi 2 2190 Vochtige duinvalleien 06AB01 Echinodoro-Potametum graminei 2 2190A Vochtige duinvalleien (open 29AA04 Eleocharito acicularis-limoselletum 2 water) 2190A Vochtige duinvalleien (open 06AC01 Pilularietum globuliferae 2 water) 2190A Vochtige duinvalleien (open 06AC02 Scirpetum fluitantis 2 water) 2190A Vochtige duinvalleien (open 06AC04 Samolo-Littorelletum 2 water) 2190A Vochtige duinvalleien (open 06AC03 Eleocharitetum multicaulis 2 water) 2190A Vochtige duinvalleien (open 06AB01 Echinodoro-Potametum graminei 2 water) 2190A Vochtige duinvalleien (open 08AA01 Eleocharito palustris-hippuridetum 2 water) 2190B Vochtige duinvalleien (kalkrijk) 09BA04 Junco baltici-schoenetum nigricantis 2 2190B Vochtige duinvalleien (kalkrijk) 09BA03 Parnassio-Juncetum atricapilli 2 2190B Vochtige duinvalleien (kalkrijk) 27AA02 Centaurio-Saginetum 2 2190C Vochtige duinvalleien (ontkalkt) 09AA01 Caricetum trinervi-nigrae 2 2190C Vochtige duinvalleien (ontkalkt) 10AB01 Eriophoro-Caricetum lasiocarpae 2 2190D Vochtige duinvalleien (hoge 08BA02 Cicuto-Caricetum pseudocyperi 2 moerasplanten) 2190D Vochtige duinvalleien (hoge 08BB02 Scirpetum tabernaemontani 2 moerasplanten) 2190D Vochtige duinvalleien (hoge 08BB04 Typho-Phragmitetum 2 moerasplanten) 2190D Vochtige duinvalleien (hoge 08BC01 Caricetum ripariae 2 moerasplanten) 2190D Vochtige duinvalleien (hoge 08BC02 Caricetum gracilis 2 moerasplanten) 2190D Vochtige duinvalleien (hoge moerasplanten) 08BB03 Alismato-Scirpetum maritimi 2 64 Alterra-rapport 1561

2190D Vochtige duinvalleien (hoge 08BD02 Caricetum paniculatae 2 moerasplanten) 2310 Stuifzandheiden met struikhei 20AA01 Genisto anglicae-callunetum 2 2310 Stuifzandheiden met struikhei 20AA02 Vaccinio-Callunetum 2 2320 Binnenlandse 20AA01 Genisto anglicae-callunetum 2 kraaiheibegroeiingen 2320 Binnenlandse 20AA02 Vaccinio-Callunetum 2 kraaiheibegroeiingen 2330 Zandverstuivingen 14AA01 Spergulo-Corynephoretum 2 3110 Zeer zwakgebufferde vennen 06AA01 Isoeto-Lobelietum 2 3130 Zwakgebufferde vennen 06AD01 Littorello-Eleocharitetum acicularis 2 3130 Zwakgebufferde vennen 06AC04 Samolo-Littorelletum 2 3130 Zwakgebufferde vennen 06AC03 Eleocharitetum multicaulis 2 3130 Zwakgebufferde vennen 06AC02 Scirpetum fluitantis 2 3130 Zwakgebufferde vennen 06AC01 Pilularietum globuliferae 2 3130 Zwakgebufferde vennen 06AB01 Echinodoro-Potametum graminei 2 3130 Zwakgebufferde vennen 06AB02 Sparganietum minimi 2 3160 Zure vennen 10AA03 Caricetum limosae 2 3160 Zure vennen 10AA02 Sphagno-Rhynchosporetum 2 3160 Zure vennen 10AA01 Sphagnetum cuspidato-obesi 2 3160 Zure vennen 10AB01 Eriophoro-Caricetum lasiocarpae 2 3270 Slikkige rivieroevers 29AA01 Polygono-Bidentetum 2 3270 Slikkige rivieroevers 29AA02 Rumicetum maritimi 2 3270 Slikkige rivieroevers 29AA03 Chenopodietum rubri 2 3270 Slikkige rivieroevers 29AA04 Eleocharito acicularis-limoselletum 2 3270 Slikkige rivieroevers 08AA02 Polygono-Veronicetum anagallidis-aquaticae 2 4010 Vochtige heiden 11AA02 Ericetum tetralicis 2 4010 Vochtige heiden 11BA02 Sphagno palustris-ericetum 2 4010A Vochtige heiden (hogere 11AA02 Ericetum tetralicis 2 zandgronden) 4010B Vochtige heiden 11BA02 Sphagno palustris-ericetum 2 (laagveengebied) 4030 Droge heiden 20AA02 Vaccinio-Callunetum 2 4030 Droge heiden 20AA01 Genisto anglicae-callunetum 2 5130 Jeneverbesstruwelen 37AB02 Roso-Juniperetum 2 5130 Jeneverbesstruwelen 41AA01 Dicrano-Juniperetum 2 6110 Pionierbegroeiingen op 13AA01 Cerastietum pumili 2 rotsbodem 6120 Stroomdalgraslanden 16BC02 Galio-Trifolietum 2 6120 Stroomdalgraslanden 14BB01 Festuco-Thymetum serpylli 2 6120 Stroomdalgraslanden 31CA02 Bromo inermis-eryngietum campestris 2 6120 Stroomdalgraslanden 14BC01 Sedo-Thymetum pulegioidis 2 6120 Stroomdalgraslanden 14BC02 Medicagini-Avenetum pubescentis 2 6130 Zinkweiden 14BB01C Festuco-Thymetum violetosum calaminariae 2 6210 Kalkgraslanden 15AA01 Gentiano-Koelerietum 2 6210 Kalkgraslanden 16BC02 Galio-Trifolietum 2 6230 Heischrale graslanden 19AA01 Galio hercynici-festucetum ovinae 4 6230 Heischrale graslanden 19AA02 Gentiano pneumonanthes-nardetum 2 Alterra-rapport 1561 65

6230 Heischrale graslanden 19AA03 Botrychio-Polygaletum 2 6230 Heischrale graslanden 19AA04 Betonico-Brachypodietum 2 6410 Blauwgraslanden 16AA01 Cirsio dissecti-molinietum 2 6410 Blauwgraslanden 16AB01 Crepido-Juncetum acutiflori 2 6430 Ruigten en zomen 32AA01 Valeriano-Filipenduletum 2 6430 Ruigten en zomen 33AA03 Urtico-Cruciatetum laevipedis 4 6430 Ruigten en zomen 32BA03 Oenantho-Althaeetum 2 6430 Ruigten en zomen 32BA02 Soncho-Epilobietum hirsuti 2 6430 Ruigten en zomen 32BA01 Valeriano-Senecionetum fluviatilis 2 6430A Ruigten en zomen 32AA01 Valeriano-Filipenduletum 2 (moerasspirea) 6430B Ruigten en zomen (harig 32BA01 Valeriano-Senecionetum fluviatilis 2 wilgenroosje) 6430B Ruigten en zomen (harig 32BA02 Soncho-Epilobietum hirsuti 2 wilgenroosje) 6430B Ruigten en zomen (harig 32BA03 Oenantho-Althaeetum 2 wilgenroosje) 6430C Ruigten en zomen (droge 33AA03 Urtico-Cruciatetum laevipedis 2 bosranden) 6510 Glanshaver- en 16BA02 Sanguisorbo-Silaetum 2 vossenstaarthooilanden 6510 Glanshaver- en 16BA01 Fritillario-Alopecuretum pratensis 2 vossenstaarthooilanden 6510 Glanshaver- en 16BB01 Arrhenatheretum elatioris 2 vossenstaarthooilanden 6510A Glanshaver- en 16BB01 Arrhenatheretum elatioris 2 vossenstaarthooilanden (glanshaver) 6510B Glanshaver- en 16BA02 Sanguisorbo-Silaetum 2 vossenstaarthooilanden (grote vossenstaart) 6510B Glanshaver- en 16BA01 Fritillario-Alopecuretum pratensis 2 vossenstaarthooilanden (grote vossenstaart) 7110 Actieve hoogvenen 11BA01 Erico-Sphagnetum magellanici 2 7120 Herstellende hoogvenen 40AA01 Erico-Betuletum pubescentis 2 7120 Herstellende hoogvenen 10AA02 Sphagno-Rhynchosporetum 2 7120 Herstellende hoogvenen 10AA03 Caricetum limosae 2 7120 Herstellende hoogvenen 11AA02 Ericetum tetralicis 2 7120 Herstellende hoogvenen 11BA01 Erico-Sphagnetum magellanici 2 7120 Herstellende hoogvenen 10AA01 Sphagnetum cuspidato-obesi 2 7140 Overgangs- en trilvenen 09AA03 Carici curtae-agrostietum caninae 2 7140 Overgangs- en trilvenen 09AA02 Pallavicinio-Sphagnetum 2 7140 Overgangs- en trilvenen 16AB03 Lychnido-Hypericetum tetrapteri 1 7140 Overgangs- en trilvenen 09BA01 Scorpidio-Caricetum diandrae 2 7140A Overgangs- en trilvenen 09BA01 Scorpidio-Caricetum diandrae 2 (trilvenen) 7140A Overgangs- en trilvenen 09AA03 Carici curtae-agrostietum caninae 2 (trilvenen) 7140B Overgangs- en trilvenen (veenmosrietlanden) 09AA02 Pallavicinio-Sphagnetum 2 66 Alterra-rapport 1561

7140B Overgangs- en trilvenen 16AB03 Lychnido-Hypericetum tetrapteri 1 (veenmosrietlanden) 7150 Pioniervegetaties met 11AA01 Lycopodio-Rhynchosporetum 2 snavelbiezen 7210 Galigaanmoerassen 09BA01 Scorpidio-Caricetum diandrae 2 7210 Galigaanmoerassen 08BD01 Cladietum marisci 2 7230 Kalkmoerassen 16AB06 Angelico-Cirsietum oleracei 2 7230 Kalkmoerassen 09BA02 Campylio-Caricetum dioicae 2 7230 Kalkmoerassen 16AA01D Cirsio dissecti-molinietum parnassietosum 2 7230 Kalkmoerassen 09BA05 Equiseto variegati-salicetum repentis 1 9110 Veldbies-beukenbossen 42AB01 Luzulo luzuloidis-fagetum 2 9120 Beuken-eikenbossen met hulst 42AA02 Fago-Quercetum 2 9120 Beuken-eikenbossen met hulst 42AA03 Deschampsio-Fagetum 2 9160 Eiken-haagbeukenbossen 37AC05 Orchio-Cornetum 2 9160 Eiken-haagbeukenbossen 43AB01 Stellario-Carpinetum 2 9160A Eiken-haagbeukenbossen 43AB01 Stellario-Carpinetum 2 (hogere zandgronden) 9160B Eiken-haagbeukenbossen 37AC05 Orchio-Cornetum 2 (heuvelland) 9160B Eiken-haagbeukenbossen 43AB01 Stellario-Carpinetum 2 (heuvelland) 9190 Oude eikenbossen 42AA02 Fago-Quercetum 2 9190 Oude eikenbossen 42AA01 Betulo-Quercetum roboris 2 91D0 Hoogveenbossen 40AA02 Carici curtae-betuletum pubescentis 2 91D0 Hoogveenbossen 40AA01 Erico-Betuletum pubescentis 2 91E0 Vochtige alluviale bossen 39AA02 Carici elongatae-alnetum 2 91E0 Vochtige alluviale bossen 43AA02 Fraxino-Ulmetum 2 91E0 Vochtige alluviale bossen 38AA03 Cardamino amarae-salicetum albae 2 91E0 Vochtige alluviale bossen 38AA02 Irido-Salicetum albae 2 91E0 Vochtige alluviale bossen 38AA01 Artemisio-Salicetum albae 2 91E0 Vochtige alluviale bossen 43AA04 Carici remotae-fraxinetum 2 91E0 Vochtige alluviale bossen 43AA05 Pruno-Fraxinetum 2 91E0A Vochtige alluviale bossen 38AA03 Cardamino amarae-salicetum albae 2 (zachthoutooibossen) 91E0A Vochtige alluviale bossen 38AA01 Artemisio-Salicetum albae 2 (zachthoutooibossen) 91E0A Vochtige alluviale bossen 38AA02 Irido-Salicetum albae 2 (zachthoutooibossen) 91E0B Vochtige alluviale bossen (esseniepenbossen) 43AA02 Fraxino-Ulmetum 2 91E0C Vochtige alluviale bossen 39AA02 Carici elongatae-alnetum 2 (beekbegeleidende bossen) 91E0C Vochtige alluviale bossen 43AA04 Carici remotae-fraxinetum 2 (beekbegeleidende bossen) 91E0C Vochtige alluviale bossen 43AA05 Pruno-Fraxinetum 2 (beekbegeleidende bossen) 91F0 Droge hardhoutooibossen 43AA01 Violo odoratae-ulmetum 2 Alterra-rapport 1561 67

Tabel 2. Vertaling van habitattypen naar vegetatietypen. Voor de namen van de habitattypen zie tabel 1. Deze tabel is gebruikt voor het bepalen van de ph ranges en critical loads per habitattype. Omdat later is afgezien van het gebruik van weegwaarden zijn deze hier niet weergegeven. De tabel is identiek aan die in http://www.synbiosys.alterra.nl/natura2000/documenten/profielen/habitattypen/vegetatietabel_habitattypen.xls op twee rijen na (2110 => 22AB01 en 2190D => 08BB03A). Voor een omschrijving van de Habitattypen zie Tabel 1 (kort) of bijlage 1(uitgebreid). Habitat Vegetatietype Vegetatietype (naam) (code) 1110A 03AA02 Zosteretum marinae 1130 02AA01 Ruppietum maritimae 1130 02AA02 Ruppietum cirrhosae 1130 03AA01 Zosteretum noltii 1130 03AA02 Zosteretum marinae 1140A 02AA01 Ruppietum maritimae 1140A 03AA01 Zosteretum noltii 1140A 03AA02 Zosteretum marinae 1160 02AA01 Ruppietum maritimae 1160 03AA01 Zosteretum noltii 1160 03AA02 Zosteretum marinae 1310A 25AA01 Salicornietum dolichostachyae 1310A 25AA02 Salicornietum brachystachyae 1310A 25AA03 Suaedetum maritimae 1310B 27AA01 Sagino maritimae-cochlearietum danicae 1310B 27AA02A Centaurio-Saginetum trifolietosum fragiferi 1320 24AA01 Spartinetum maritimae 1330A 26RG02 RG Agrostis stolonifera-glaux maritima-[asteretea tripolii] 1330A 26AC02 Armerio-Festucetum litoralis 1330A 26RG03 RG Triglochin maritima-[asteretea tripolii] 1330A 26RG01 RG Scirpus maritimus-[asteretea tripolii] 1330A 26AC07 Oenantho lachenalii-juncetum maritimi 1330A 26AC06 Atriplici-Elytrigietum pungentis 1330A 26AC05 Artemisietum maritimae 1330A 26AC04 Blysmetum rufi 1330A 26AC03 Junco-Caricetum extensae 1330A 26AA01 Puccinellietum maritimae 1330A 26AC01 Juncetum gerardi 1330A 26RG04 RG Aster tripolium-[puccinellion maritimae] 1330A 26AA02 Plantagini-Limonietum 1330A 26AA03 Halimionetum portulacoides 1330A 26AB01 Puccinellietum distantis 1330A 26AB02 Puccinellietum fasciculatae 1330A 26AB03 Puccinellietum capillaris 1330A 26AB04 Parapholido strigosae-hordeetum marini 1330B 26RG01 RG Scirpus maritimus-[asteretea tripolii] 1330B 26AC02 Armerio-Festucetum litoralis 1330B 26RG02 RG Agrostis stolonifera-glaux maritima-[asteretea tripolii] 1330B 26AC07 Oenantho lachenalii-juncetum maritimi 1330B 26AC06 Atriplici-Elytrigietum pungentis 1330B 26AC03 Junco-Caricetum extensae 1330B 26RG04 RG Aster tripolium-[puccinellion maritimae] 1330B 26AB04 Parapholido strigosae-hordeetum marini 68 Alterra-rapport 1561

Habitat Vegetatietype Vegetatietype (naam) (code) 1330B 26AB03 Puccinellietum capillaris 1330B 26AB02 Puccinellietum fasciculatae 1330B 26AB01 Puccinellietum distantis 1330B 26AA01 Puccinellietum maritimae 1330B 26RG03 RG Triglochin maritima-[asteretea tripolii] 1330B 26AC01 Juncetum gerardi 2110 22AB01 Salsolo-Cakiletum maritimae 2120 23AB01 Elymo-Ammophiletum 2120 23RG01 RG Ammophila arenaria-carex arenaria- [Ammophiletea/Koelerio-Corynephoretea] 2130A 14CA03 Tortello-Bryoerythrophylletum 2130A 17AA02 Polygonato-Lithospermetum 2130A 14RG11 RG Rosa pimpinellifolia-[polygalo-koelerion] 2130A 14CB01 Taraxaco-Galietum veri 2130A 14CA02 Sileno-Tortuletum ruraliformis 2130A 14CA01 Phleo-Tortuletum ruraliformis 2130A 14CB02 Anthyllido-Silenetum 2130B 14AA02 Violo-Corynephoretum 2130B 14BA01 Ornithopodo-Corynephoretum 2130B 14BB02 Festuco-Galietum veri 2130B 14CA03 Tortello-Bryoerythrophylletum 2130B 14RG11 RG Rosa pimpinellifolia-[polygalo-koelerion] 2130C 19AA03 Botrychio-Polygaletum 2140A 11AA03 Empetro-Ericetum 2140B 20AB03 Salici repentis-empetretum 2140B 20AB04 Pyrolo-Salicetum 2140B 20AB02 Polypodio-Empetretum 2140B 20AB01 Carici arenariae-empetretum 2150 20AB01 Carici arenariae-empetretum 2150 20AA01B Genisto anglicae-callunetum typicum 2160 37AC01 Hippophao-Sambucetum 2160 37AC02 Hippophao-Ligustretum 2160 37AC03 Rhamno-Crataegetum 2170 20AB04 Pyrolo-Salicetum 2180A 42AA01 Betulo-Quercetum roboris 2180A 42AA02C Fago-Quercetum convallarietosum 2180A 42AA02E Fago-Quercetum holcetosum 2180A 43AA03A Crataego-Betuletum typicum 2180B 39AA02D Carici elongatae-alnetum rubetosum idaei 2180B 43AA03B Crataego-Betuletum menthetosum 2180B 43AA03A Crataego-Betuletum typicum 2180B 39AA02E Carici elongatae-alnetum caricetosum curtae 2180B 39AA02A Carici elongatae-alnetum typicum 2180B 40AA02 Carici curtae-betuletum pubescentis 2180C 43AA01 Violo odoratae-ulmetum 2180C 43AA02 Fraxino-Ulmetum 2180C 43AA03A Crataego-Betuletum typicum 2180C 43AA05 Pruno-Fraxinetum 2190A 06AB01 Echinodoro-Potametum graminei 2190A 06AC04 Samolo-Littorelletum 2190A 29AA04 Eleocharito acicularis-limoselletum 2190A 06RG01 RG Littorella uniflora-[littorelletea] Alterra-rapport 1561 69

Habitat Vegetatietype Vegetatietype (naam) (code) 2190A 06AC03 Eleocharitetum multicaulis 2190A 06AC02 Scirpetum fluitantis 2190A 06AC01 Pilularietum globuliferae 2190A 05AA02 Ranunculetum baudotii 2190A 05AA01 Ceratophylletum submersi 2190A 04CA01 Charetum canescentis 2190A 04BB03 Tolypelletum proliferae 2190A 08AA01 Eleocharito palustris-hippuridetum 2190A 04BB01 Charetum vulgaris 2190A 04BA03 Charetum asperae 2190A 04BA02 Charetum hispidae 2190A 05CA03 Callitricho-Myriophylletum alterniflori 2190B 09BA05 Equiseto variegati-salicetum repentis 2190B 27AA02B Centaurio-Saginetum samoletosum 2190B 09BA04 Junco baltici-schoenetum nigricantis 2190B 09BA03 Parnassio-Juncetum atricapilli 2190B 27AA02C Centaurio-Saginetum epilobietosum 2190C 09AA01 Caricetum trinervi-nigrae 2190C 11AA03A Empetro-Ericetum phragmitetosum 2190C 11AA03B Empetro-Ericetum gymnocoleetosum 2190D 08BB02 Scirpetum tabernaemontani 2190D 08BB04C Typho-Phragmitetum typicum 2190D 08RG07 RG Juncus subnodulosus-[phragmitetalia] 2190D 08RG06 RG Equisetum fluviatile-[phragmitetalia] 2190D 08BD03 Caricetum elatae 2190D 08BB03A Alismato-Scirpetum scirpetosum triquetri 2190D 08BC02 Caricetum gracilis 2190D 08BC01 Caricetum ripariae 2190D 08BB04A Typho-Phragmitetum typhetosum angustifoliae 2190D 08BB03D Alismato-Scirpetum inops 2190D 08BB03B Alismato-Scirpetum calthetosum 2190D 08BA02 Cicuto-Caricetum pseudocyperi 2190D 08AA01 Eleocharito palustris-hippuridetum 2190D 08BB04B Typho-Phragmitetum calthetosum 2190D 08BB03C Alismato-Scirpetum rumicetosum 2310 20AA02 Vaccinio-Callunetum 2310 20AA01 Genisto anglicae-callunetum 2320 20AA02 Vaccinio-Callunetum 2320 20AA01C Genisto anglicae-callunetum lophozietosum ventricosae 2320 20AA01D Genisto anglicae-callunetum danthonietosum 2330 14AA01 Spergulo-Corynephoretum 2330 14BA01 Ornithopodo-Corynephoretum 2330 14DG02 DG Juncus squarrosus-oligotrichum hercynicum- [Corynephorion canescentis] 2330 14BB01A Festuco-Thymetum jasionetosum 2330 14RG02 RG Aira praecox-[koelerio-corynephoretea] 2330 14BB01B Festuco-Thymetum anthoxanthetosum 3110 06AA01 Isoeto-Lobelietum 3130 06AB01 Echinodoro-Potametum graminei 3130 06AB02 Sparganietum minimi 3130 06AC01 Pilularietum globuliferae 70 Alterra-rapport 1561

Habitat Vegetatietype Vegetatietype (naam) (code) 3130 06AC02 Scirpetum fluitantis 3130 06AC03 Eleocharitetum multicaulis 3130 06AC04 Samolo-Littorelletum 3130 06AD01 Littorello-Eleocharitetum acicularis 3140 04AA01 Nitelletum translucentis 3140 04CA01 Charetum canescentis 3140 04BA03 Charetum asperae 3140 04BA01 Nitellopsidetum obtusae 3140 04BA02 Charetum hispidae 3150 05BA01 Ranunculo fluitantis-potametum perfoliati 3150 05BA02 Potametum lucentis 3150 05BB01 Stratiotetum 3150 05BB02 Utricularietum vulgaris 3160 10AA03 Caricetum limosae 3160 10AB01 Eriophoro-Caricetum lasiocarpae 3160 10AA02B Sphagno-Rhynchosporetum sphagnetosum recurvi 3160 06AB02 Sparganietum minimi 3160 10AA01A Sphagnetum cuspidato-obesi typicum 3260A 05CA01 Callitricho-Hottonietum 3260A 05CA02 Ranunculetum hederacei 3260A 05CA03 Callitricho-Myriophylletum alterniflori 3260A 05CA04 Callitricho hamulatae-ranunculetum fluitantis 3260B 05BA01 Ranunculo fluitantis-potametum perfoliati 3270 08AA02 Polygono-Veronicetum anagallidis-aquaticae 3270 29AA01 Polygono-Bidentetum 3270 29AA02 Rumicetum maritimi 3270 29AA03B Chenopodietum rubri inops 3270 29AA03C Chenopodietum rubri rorippetosum 3270 29AA04 Eleocharito acicularis-limoselletum 4010A 11AA02 Ericetum tetralicis 4010B 11BA02 Sphagno palustris-ericetum 4030 20AA01 Genisto anglicae-callunetum 5130 37AB02 Roso-Juniperetum 5130 41AA01 Dicrano-Juniperetum 6110 13AA01 Cerastietum pumili 6120 31CA02 Bromo inermis-eryngietum campestris 6120 14BB01A Festuco-Thymetum jasionetosum 6120 14BB01B Festuco-Thymetum anthoxanthetosum 6120 14BC01 Sedo-Thymetum pulegioidis 6120 14BC02 Medicagini-Avenetum pubescentis 6130 14BB01C Festuco-Thymetum violetosum calaminariae 6210 16BC02 Galio-Trifolietum 6210 15AA01 Gentiano-Koelerietum 6230 19AA01 Galio hercynici-festucetum ovinae 6230 19AA02 Gentiano pneumonanthes-nardetum 6230 19AA03 Botrychio-Polygaletum 6230 19AA04 Betonico-Brachypodietum 6410 16AA01 Cirsio dissecti-molinietum 6410 16AB01 Crepido-Juncetum acutiflori 6430A 32AA Filipendulion 6430B 32BA Epilobion hirsuti 6430C 33AA Galio-Alliarion Alterra-rapport 1561 71

Habitat Vegetatietype Vegetatietype (naam) (code) 6510A 16BB01 Arrhenatheretum elatioris 6510B 16BA01 Fritillario-Alopecuretum pratensis 6510B 16BA02 Sanguisorbo-Silaetum 7110A 40RG01 RG Myrica gale-[betulion pubescentis] 7110A 10AB01 Eriophoro-Caricetum lasiocarpae 7110A 11RG03 RG Myrica gale-[oxycocco-sphagnetea] 7110A 11RG01 RG Eriophorum vaginatum-[oxycocco-sphagnetea] 7110A 36AA01 Salicetum auritae 7110A 36RG02 RG Myrica gale-[salicion cinereae] 7110A 40AA02B Carici curtae-betuletum typicum 7110A 40RG02 RG Molinia caerulea-[betulion pubescentis] 7110A 40AA01 Erico-Betuletum pubescentis 7110A 11BA01 Erico-Sphagnetum magellanici 7110A 10RG03 RG Eriophorum angustifolium-sphagnum- [Scheuchzerietea] 7110A 10RG01 RG Sphagnum cuspidatum-[scheuchzerietea] 7110A 10AA03 Caricetum limosae 7110A 10AA02 Sphagno-Rhynchosporetum 7110A 10AA01 Sphagnetum cuspidato-obesi 7110A 09RG04 RG Myrica gale-[caricion nigrae] 7110A 09AA03 Carici curtae-agrostietum caninae 7110A 08BD01 Cladietum marisci 7110A 10RG02 RG Carex rostrata-[scheuchzerietea] 7110B 11BA01 Erico-Sphagnetum magellanici 7120 11AA01 Lycopodio-Rhynchosporetum 7120 40AA02B Carici curtae-betuletum typicum 7120 40AA01A Erico-Betuletum eriophoretosum vaginati 7120 11RG03 RG Myrica gale-[oxycocco-sphagnetea] 7120 11RG01 RG Eriophorum vaginatum-[oxycocco-sphagnetea] 7120 11BA01 Erico-Sphagnetum magellanici 7120 10AB01 Eriophoro-Caricetum lasiocarpae 7120 11AA02A Ericetum tetralicis sphagnetosum 7120 40RG01 RG Myrica gale-[betulion pubescentis] 7120 10RG04 RG Molinia caerulea-sphagnum-[scheuchzerietea] 7120 10RG03 RG Eriophorum angustifolium-sphagnum- [Scheuchzerietea] 7120 10RG01 RG Sphagnum cuspidatum-[scheuchzerietea] 7120 10AA03 Caricetum limosae 7120 10AA02 Sphagno-Rhynchosporetum 7120 10AA01 Sphagnetum cuspidato-obesi 7120 09RG04 RG Myrica gale-[caricion nigrae] 7120 09AA03A Carici curtae-agrostietum typicum 7120 10RG02 RG Carex rostrata-[scheuchzerietea] 7140A 09AA03A Carici curtae-agrostietum typicum 7140A 09AA03B Carici curtae-agrostietum caricetosum diandrae 7140A 09BA01 Scorpidio-Caricetum diandrae 7140B 09AA02 Pallavicinio-Sphagnetum 7150 10AA02 Sphagno-Rhynchosporetum 7150 11AA01 Lycopodio-Rhynchosporetum 7210 08BD01 Cladietum marisci 7230 16AA01D Cirsio dissecti-molinietum parnassietosum 7230 09BA Caricion davallianae 72 Alterra-rapport 1561

Habitat Vegetatietype Vegetatietype (naam) (code) 7230 09BA02 Campylio-Caricetum dioicae 7230 09BA05 Equiseto variegati-salicetum repentis 7230 16AA Junco-Molinion 7230 16AA01B Cirsio dissecti-molinietum typicum 7230 16AA01C Cirsio dissecti-molinietum peucedanetosum 7230 16AB Calthion palustris 9110 42AB01 Luzulo luzuloidis-fagetum 9120 42AA03 Deschampsio-Fagetum 9120 42AA02 Fago-Quercetum 9160A 43AB01C Stellario-Carpinetum typicum 9160A 43AB01E Stellario-Carpinetum dryopteridetosum 9160A 43AB01F Stellario-Carpinetum oxalidetosum 9160B 37AC05 Orchio-Cornetum 9160B 43AB01 Stellario-Carpinetum 9190 42AA01A Betulo-Quercetum cladonietosum 91D0 40AA01A Erico-Betuletum eriophoretosum vaginati 91D0 40AA01B Erico-Betuletum callunetosum 91D0 40AA02 Carici curtae-betuletum pubescentis 91E0A 38AA01 Artemisio-Salicetum albae 91E0A 38AA02 Irido-Salicetum albae 91E0A 38AA03A Cardamino amarae-salicetum anthiscetosum 91E0A 38AA03B Cardamino amarae-salicetum alismatetosum 91E0B 43AA02 Fraxino-Ulmetum 91E0C 39AA02 Carici elongatae-alnetum 91E0C 43AA04 Carici remotae-fraxinetum 91E0C 43AA05 Pruno-Fraxinetum 91F0 43AA01 Violo odoratae-ulmetum Tabel 3. Vertaling van habitattypen naar EUNIS typen zoals gebruikt voor bijlage 6. Habitat EUNIS-code EUNIS omschrijving 1310A A2.64 and A2.65 Pioneer and low-mid salt marshes 1310B A2.64 and A2.65 Pioneer and low-mid salt marshes 1320 A2.64 and A2.65 Pioneer and low-mid salt marshes 1330A A2.64 and A2.65 Pioneer and low-mid salt marshes 2110 B1.3 Shifting coastal dunes 2120 B1.3 Shifting coastal dunes 2130A B1.4 Coastal stable dune grasslands 2130B B1.4 Coastal stable dune grasslands 2130C B1.4 Coastal stable dune grasslands 2140A F4.11 Erica tetralix dominated wet heath 2140B B1.5 Coastal dune heaths 2150 B1.5 Coastal dune heaths 2180A (bos) Acidophilous Oak dominated woodland 2180A (bos) Atlantic acidophilous Beech forests 2180B (bos) - 2180C (bos) Mixed riparian floodplain and gallery woodland 2190A C1.16 Dune slack pools 2190B B1.8 Moist to wet dune slacks 2190C B1.8 Moist to wet dune slacks 2310 F4.2 Dry heaths 2320 F4.2 Dry heaths Alterra-rapport 1561 73

Habitat EUNIS-code EUNIS omschrijving 2330 E1.94 Inland dune pioneer grasslands 3110 C1.1 Softwater lakes 3130 C1.1 Softwater lakes 3160 D1 Raised and blanket bogs 3160 C1.1 Softwater lakes 4010A F4.11 Erica tetralix dominated wet heath 4010B F4.11 Erica tetralix dominated wet heath 4030 F4.2 Dry heaths 6110 E1.26 Sub-Atlantic semi-dry calcareous grassland 6120 E1.7 Non-Mediterranean dry acid and neutral closed grassland 6120 E2.2 Low and medium altitude hay meadows 6120 E1.26 Sub-Atlantic semi-dry calcareous grassland 6130 E2.2 Low and medium altitude hay meadows 6210 E1.26 Sub-Atlantic semi-dry calcareous grassland 6230 E3.52 Heath (Juncus) meadows and humid (Nardus stricta) swards 6410 E3.51 Molinia caerulea meadows 6510A E2.2 Low and medium altitude hay meadows 6510B E2.2 Low and medium altitude hay meadows 7110A D1 Raised and blanket bogs 7110B D1 Raised and blanket bogs 7120 D1 Raised and blanket bogs 7140A D4.1e Rich fens 7140B D2.2 d Poor fens 7150 F4.11 Erica tetralix dominated wet heath 7210 D4.1e Rich fens 7230 D4.1e Rich fens 9110 (bos) Atlantic acidiphilous Beach forests 9120 (bos) Atlantic acidophilous Beech forests 9160A (bos) Meso- and eutrophic Oak, Hornbeam, Ash, Sycamore, Lime, Elm and related woodland 9160B (bos) Meso- and eutrophic Oak, Hornbeam, Ash, Sycamore, Lime, Elm and related woodland 9190 (bos) Acidophilous Oak-dominated woodland 91D0 (bos) - 91E0A (bos) - 91E0B (bos) Mixed riparian floodplain and gallery woodland 91E0C (bos) Mixed riparian floodplain and gallery woodland 91F0 (bos) Mixed riparian floodplain and gallery woodland 74 Alterra-rapport 1561

Bijlage 3 Hydrologische randvoorwaarden per habitattype In de bijgaande tabel worden de kritische grenzen aangegeven voor de gemiddelde voorjaarsgrondwaterstand (GVG) en de gemiddeld laagste grondwaterstand (GLG) in centimeters onder maaiveld. Daarnaast wordt kritische grenzen aangegeven ten aanzien van het aantal dagen met droogtestress. De droogtestress is afhankelijk van de bodemtextuur, de grondwaterstand en het neerslagoverschot en wordt weergegeven in het aantal dagen dat de vochtspanning aan maaiveld bij of doelrealisatie Rechtsbegrensd Tweezijdig begrensd doelrealisatie b1 a2 doelrealisatie Links begrensd a1 b1 opt b2 a2 b1 a1 onder het verwelkingspunt zit (vochtspanning < -12m) De relatie tussen de hydrologische stuurvariabelen en de mate van doelrealisatie wordt weergegeven met doelrealisatiefuncties. Het zijn eenvoudige lineaire functies, waarvan de vorm wordt bepaald door de volgende parameters: a1 b1 b2 a2 buitengrens waar beneden het type niet meer kan voorkomen knikpunt waar boven het type optimaal voorkomt, dwz. dat de hydrologie geen beperking vormt voor de ontwikkeling of handhaving van het type knikpunt waar beneden het type optimaal voorkomt buitengrens waar boven het type niet meer kan voorkomen In de tabel worden de waarden voor de knikpunten a1, b1, b2 en a2 aangegeven in centimeters onder maaiveld of in dagen (droogtestress). Als er geen onder- of bovengrens is wordt dit aangegeven met de waarden -9999 en 9999. Als de betreffende variabele niet relevant is voor het doeltype staan er een nul in de tabel. De habitattypen worden aangeduid met hun codenummers, voor de verklaring hiervan zie Bijlage 1. Alterra-rapport 1561 75

Habitat GVG (cm mv) GLG (cm mv) droogtestress (dgn) type a1 b1 b2 a2 a1 b1 b2 a2 a1 b1 b2 a2 Kwel 1310-20 0 20 50 0 0 0 0-999 -999 5 20 0 1310a -20-13 3 10 0 0 0 0-999 -999 5 15 0 1310b 0 13 38 50 10 40 999 999-999 -999 5 20 0 1320 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1330-20 -2 17 35 0 0 0 0-999 -999 5 15 0 1330a -20-2 17 35 0 0 0 0-999 -999 5 15 0 1330b -20-2 17 35 0 0 0 0-999 -999 5 15 0 2110 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 2120 70 90 999 999 0 0 0 0 25 45 999 999 0 2130 10 79 999 999 0 0 0 0 25 41 999 999 0 2130a 60 86 999 999 0 0 0 0 25 40 999 999 0 2130b 70 90 999 999 0 0 0 0 25 45 999 999 0 2130c 10 25 999 999 0 0 0 0-999 -999 15 30 0 2140-10 52 999 999 0 0 0 0-999 -999 28 50 0 2140a -10 3 30 45 0 0 0 0-999 -999 10 25 0 2140b 30 77 999 999 0 0 0 0 0 0 0 0 0 2150 50 80 999 999 0 0 0 0 25 35 999 999 0 2160 35 67 999 999 0 0 0 0 5 18 999 999 0 2170-15 14 42 70 0 0 0 0-999 -999 22 40 0 2180-40 30 999 999 0 0 0 0-999 -999 13 40 0 2180a 30 60 999 999 0 0 0 0 5 15 999 999 0 2180b -40-1 16 30 0 0 0 0-999 -999 15 35 0 2180c 0 40 999 999 0 0 0 0-999 -999 11 40 0 2190-300 -59-15 50-999 -999 15 80 0 0 0 0 0 2190b -20-1 22 50 0 0 0 0-999 -999 5 20 0 2190c -60-33 -8 10-999 -999 18 60 0 0 0 0 0 2190d -300-96 -25 20-999 -999 9 60 0 0 0 0 0 2310 50 80 999 999 0 0 0 0 10 20 999 999 0 2320 50 80 999 999 0 0 0 0 10 20 999 999 0 2330 70 90 999 999 0 0 0 0 25 45 999 999 0 3110-100 -80-45 -30-999 -999 0 25 0 0 0 0 0 3130-100 -52-20 0-999 -999 20 80 0 0 0 0 0 3160-150 -39-11 10-999 -999 8 40 0 0 0 0 0 3270-999 -999-6 30-15 15 999 999-999 -999 2 15 0 4010-15 1 26 60 0 0 0 0-999 -999 10 25 0 4010a -15 3 40 60 0 0 0 0-999 -999 10 25 0 4010b -5 0 13 20-999 -999 25 50 0 0 0 0 0 4030 50 80 999 999 0 0 0 0 10 20 999 999 0 5130 50 80 999 999 0 0 0 0 25 35 999 999 0 6110 70 90 999 999 0 0 0 0 25 35 999 999 0 6120 60 86 999 999 0 0 0 0 5 23 999 999 0 6130 60 75 999 999 0 0 0 0 5 15 999 999 0 6210 70 90 999 999 0 0 0 0 5 16 29 35 0 6230 10 53 999 999 0 0 0 0 0 0 0 0 0 6410-15 1 24 40 0 0 0 0-999 -999 5 15 0 76 Alterra-rapport 1561

Habitat GVG (cm mv) GLG (cm mv) droogtestress (dgn) type a1 b1 b2 a2 a1 b1 b2 a2 a1 b1 b2 a2 Kwel 6430-10 25 999 999 0 0 0 0-999 -999 13 40 0 6430a -10 5 30 40 0 0 0 0-999 -999 1 10 0 6430b -10 9 33 45 0 0 0 0-999 -999 1 10 0 6430c 30 50 999 999 0 0 0 0-999 -999 30 40 0 6510 0 35 999 999 0 0 0 0-999 -999 10 35 0 6510a 50 70 999 999 0 0 0 0-999 -999 20 35 0 6510b 0 18 45 60 0 0 0 0-999 -999 5 15 0 7110-10 -5 8 15-999 -999 40 60 0 0 0 0 0 7120-150 -19 6 60-999 -999 22 70 0 0 0 0 0 7140-15 -6 8 20-999 -999 22 60 0 0 0 0 0 7140a -15-9 6 20-999 -999 25 60 0 0 0 0 0 7140b -5 0 10 15-999 -999 15 30 0 0 0 0 0 7150-15 -3 25 40 0 20 999 999-999 -999 5 15 0 7210-100 -43-14 10-999 -999 15 45 0 0 0 0 0 7230-15 3 18 45-999 -999 40 90 0 0 0 0 0 9110 70 90 999 999 0 0 0 0 2 12 29 35 0 9120 30 68 999 999 0 0 0 0 5 15 999 999 0 9160 20 65 999 999 0 0 0 0-999 -999 18 30 0 9160a 20 40 999 999 0 0 0 0-999 -999 10 25 0 9160b 20 65 999 999 0 0 0 0-999 -999 18 30 0 9190 30 45 999 999 0 0 0 0 5 15 999 999 0 91D0-10 0 19 30-999 -999 50 70 0 0 0 0 0 91E0-40 8 999 999 0 0 0 0-999 -999 3 20 0 91E0a -30 8 999 999 0 0 0 0-999 -999 3 15 0 91E0b 10 30 999 999 0 0 0 0-999 -999 1 15 0 91E0c -40 1 32 80-999 -999 55 90 0 0 0 0 0 91F0 50 70 999 999 0 0 0 0 5 10 28 40 0 Alterra-rapport 1561 77

Bijlage 4 Bruikbaarheid van hydrologische meetnetten voor de beoordeling van structuur en functie 1 Overzicht meetnetten Provinciaal Primair meetnet De provincies zijn op grond van de Grondwaterwet verantwoordelijk voor de regulering van onttrekkingen aan en infiltratie in het grondwater. Elke provincie onderhoudt daarom een "primair grondwaterstand meetnet". Het doel van de meetnetten is inzicht verschaffen op provinciaal niveau in het ruimtelijk beeld en temporele trends van grondwaterstanden en stijghoogten (figuur 1). De meetfilters van deze primaire meetnetten zijn zowel ruimtelijk als verticaal verspreid over de belangrijkste aquifers. De meetdiepten dekken meestal het volledige dieptebereik van het zoete grondwater. In de meeste gevallen is veel aandacht geschonken aan het ontwerp, en de latere optimalisatie, van dit primaire meetnet. Hiervoor zijn statistische criteria gebruikt. Het meten van grondwaterstanden kent een lange geschiedenis in Nederland. Daarom zijn meetreeksen van vele tientallen jaren beschikbaar. De metingen worden uitgevoerd op de 14e en 28e dag van de maand. In plaats van handmetingen wordt steeds meer gebruik gemaakt van automatische drukopnemers. Alle metingen worden centraal opgeslagen in DINO dat wordt beheerd door TNO-NITG. De rapportage en evaluatie over de meetgegevens verloopt verschillend per provincie en is veelal onderling niet afgestemd. De primaire grondwatermeetnetten zijn vooral bedoeld voor het grondwatervoorraadbeheer en daarom vooral gericht op de stijghoogten van het diepe grondwater en niet of veel minder op het freatisch grondwater. De locatiekeuze van het meetpunt is in de meeste gevallen gebaseerd op het verbeteren van de betrouwbaarheid van de gemeten stijghoogte en niet op het meten van de freatische grondwaterstand. Er zijn in Nederland ongeveer 1400 stijghoogte meetpunten (primair meetnet) beschikbaar: een dichtheid van ca 1 meetpunt per 30 km 2. In de meeste habitatgebieden zijn wel meetpunten in of nabij het gebied aanwezig. Omdat de stijghoogte minder variabel is in de ruimte dan de freatische grondwaterstand is het niet perse noodzakelijk dat de stijghoogtemeetpunten in direct naast de grondwaterafhankelijke habitattypen liggen. Alterra-rapport 1561 79

80 Alterra-rapport 1561 N 1000 meter buffer vogelrichtlijn/habitat Primair meetnet Binnen habitat in buffer 1000m buiten habitat Legenda Figuur 1. Ligging stijghoogtemeetpunten uit het primaire meetnet t.o.v. habitatgebieden. Uit: Runhaar et al. 2005a. Freatische meetnetten provincies, waterschappen en gemeenten Een aantal waterschappen, gemeenten en alle provincies beschikken over meetnetten met freatische grondwaterstandsmeetpunten. In het algemeen is echter weinig of geen aandacht besteed aan het meetnetontwerp. Naar verwachting zullen deze meetnetten in het kader van het realiseren van het landsdekkende Gewenste Grond- en Oppervlaktewater Regime (GGOR) geoptimaliseerd en verder uitgebreid worden. Veel beheerders van de actieve freatische meetnetten leveren de data aan DINO (TNO) aan. Dit is, met name wat gemeenten betreft, niet altijd het geval. Het aantal

meetpunten in natuurterreinen is over het algemeen gering omdat monitoring van de freatische grondwaterstanden meestal gezien wordt als een taak voor de natuurbeheerders. Het aantal freatische meetpunten van provincies, gemeenten en waterschappen dat ligt binnen natuurgebieden is gering en de betekenis voor verdrogingsmonitoring is dan ook beperkt. Meetnet (water)bedrijven Voor grote grondwateronttrekkingen van bijvoorbeeld industrie of waterbedrijven moet volgens de vergunningvoorwaarden een meetnet worden ingericht (voor oude grondwateronttrekkingen is dit vaak niet het geval omdat een meetnet tijdens vergunningverlening nog niet verplicht was). De metingen zijn gericht op het monitoren van de effecten van de winningen. Het meetnet bestaat uit zowel freatische- als stijghoogtemeetpunten. Voor de metingen wordt een zelfde meetprotocol gehanteerd als het primaire meetnet. De metingen moeten volgens de Grondwaterwet aan de provincies worden aangeleverd. Wat er daarna mee moet worden gedaan is bestuurlijk of wettelijk niet vastgelegd maar in de praktijk worden de gegevens in het algemeen direct aan TNO aangeleverd. De waterleidingmaatschappijen bezitten naast deze verplichte meetpunten meestal een veel groter meetnet van niet verplichte meetpunten. In veel, maar niet alle gevallen, worden ook de meetdata opgeslagen in DINO. Het komt ook voor dat waterleidingmaatschappijen slechts een selectie van hun metingen in DINO opslaan. Veel 10-25 jaars beschermingszones van grondwaterwinningen bevinden zich in natuurterreinen met als extreem voorbeeld de duinwaterwinningen. Overigens bestaan er verschillende grote industriële grondwateronttrekkingen waarvoor geen monitoringsplicht geldt (winning gestart in een ver verleden) of waar, ondanks de verplichting, geen meetdata aan TNO worden aangeleverd. Indien grondwatermeetpunten van de grondwateronttrekkende bedrijven liggen in habitatrichtlijngebieden kunnen zij gebruikt worden voor de monitoring van de hydrologie. In natuurterreinen die beheerd worden door waterleidingbedrijven (merendeel vastelandsduinen) vormen de gegevens van waterbedrijven een belangrijke bron van informatie. Grondwaterstandsmeetnetten natuurbeheerders Circa 4.000 peillocaties worden beheerd door de organisatie SUN, een samenwerkingsverband van Staatsbosbeheer, Unie van Provinciale Landschappen en Natuurmonumenten. De peilbuizen zijn geplaatst in natuurgebieden. De metingen zijn gericht op het monitoren van de (mogelijk verdroogde) status van het gebied en het effect van vernattingsmaatregelen. In veel gevallen wordt gestreefd naar een regelmatige, periodieke meetinterval (liefst 14 daags). In de praktijk blijken echter, regionaal, sterke verschillen te bestaan in meetdiscipline en kwaliteitscontrole waardoor de kwaliteit van de reeksen sterk kan verschillen. De gegevens worden opgeslagen in DINO. Alterra-rapport 1561 81

Freatische meetpunten van natuurbeheerders zijn in principe zeer geschikt voor verdrogingsmonitoring. Zij moeten dan echter wel aan verschillende criteria voldoen, zoals een representatieve ligging wat betreft hydrologie en vegetatie en het meetpunt moet dusdanig robuust zijn ingericht dat het tientallen jaren bruikbaar blijft. In de praktijk blijkt ook dat het noodzakelijk is om afspraken te maken over meetdiscipline en datatoelevering en opslag. Tijdelijke projectmeetnetten In het kader van infrastructurele (bouw-)activiteiten op land of in water worden regelmatig meetnetten ingericht. Sommige van deze meetnetten worden jarenlang gemonitord (bijvoorbeeld het HSL-meetnet). De ligging van de meetpunten en de meetgegevens zijn niet centraal bekend. Het beheer van deze meetnetten worden meestal door aannemers uitgevoerd en de meetdata locaal opgeslagen. De kwaliteit van de meetpunten kan sterk verschillen. Veel meetpunten liggen zelfs al voor het meetdoel (ongewenste effecten van de bouwactiviteiten op het grondwater in de omgeving vastleggen) op een niet representatieve plaats. Veel HSL- of Betuwelijn meetpunten liggen bijvoorbeeld in de oever van sloten. Over de aanwezigheid van projectmeetnetten is in het algemeen weinig bekend. De meetnetten zijn meestal alleen locaal bekend en de data worden vaak slechts tijdelijk en ook locaal beheerd. Het is mogelijk dat sommige projectmeetpunten geschikt zijn voor monitoring van de hydrologie in habitatgebieden. 2 Geschiktheid van de meetnetten voor het beoordelen van structuur en functie In een habitatrichtlijngebied kunnen meerdere habitats liggen. Daarom is zonder aanvullende informatie niet duidelijk voor welke habitattypen in een gebied een meetpunt representatief is. Omdat ten tijde van deze analyse de nulmeting van de ligging en omvang van habitattypen nog niet was afgerond is gebruik gemaakt van een tweetal andere bestanden om in te schatten voor welke habitattypen de buizen representatief zijn. Gebruikt zijn de volgende bestanden: 1. Hotspots floristische biodiversiteit (Runhaar et al. 2005b). Dit bestand geeft voor een aantal ecosysteemtypen aan waar in Nederland de plekken voorkomen die floristisch het beste ontwikkeld zijn. Gebruikt is de versie waarin de ligging en soortenrijkdom van hotspots wordt weergegeven per 25x 25 m gridcel. In tabel 1 staat een overzicht van de natuurtypen die op deze kaart worden onderscheiden en over welke oppervlakte deze natuurdoeltypen volgens deze kaart goed of zeer goed ontwikkeld voorkomen. 2. Neergeschaalde natuurdoeltypenkaart MNP. Dit is een versie van de landelijke natuurdoeltypenkaart waarin complexen van natuurdoeltypen zijn opgesplitst in afzonderlijke natuurdoeltypen waarbij de meest waarschijnlijk ligging van de typen is geschat op basis van kansrijkdomkaarten uit het project Hotspots floristische biodiversiteit. Deze kaart is ontwikkeld ten behoeve van het project Optimalisatie Ecologische Hoofdstructuur (Lammers et al. 2005). In deze kaart wordt nog gewerkt met de oude indeling in natuurdoeltypen (Bal et al. 1995). Gewerkt is met de 250 x 250 m gridversie zoals die door MNP via de IPORIVMwebsite wordt verspreid. 82 Alterra-rapport 1561

De ligging van de grondwatermeetpunten is ontleend aan het grondwaterarchief van NITG-TNO. Voor deze inventarisatie zijn alle meetplekken opgevraagd. Afgezien van de ligging is van iedere plek aanvullende informatie beschikbaar. Hieruit is het overzicht in tabel 2 samengesteld. Gegevens van meetpunten onder embargo zijn in de regel beschikbaar na toestemming van de beheerder. Meestal zijn dat drinkwaterbedrijven. Op een kwart van de meetplekken staan 2 of meerdere meetbuizen, met waarnemingsfilters op verschillende dieptes. Tabel 1. Overzicht van hotspots en oppervlakte (ha) HOTSPOT Opp (ha) HOTSPOT Opp (ha) vennen 614 kalkrijk duingrasland 9456 trilveen 989 kalkgrasland 119 natte duinvallei 2929 kalkrijke hellingbossen 831 natte heide en hoogveen 4978 broekbos 5934 nat schraalgrasland en venmoeras 1593 Tabel 2. Verdeling van grondwatermeetpunten over provincies en beheerders en aantal punten dat wel of niet is afgesloten en aantal punten waarop embargo rust. nog in gebruik 19768 Friesland 4035 afgesloten 17767 Groningen 1258 37535 Drente 3055 Overijssel 4246 Gelderland 5563 natuur organisaties 10965 Flevoland 618 rest 26570 Utrecht 1799 37535 Noord-Holland 3370 Zuid-Holland 3091 Zeeland 1535 Noord-Brabant 5759 zonder embargo 33725 Limburg 3094 met embargo 3810 onbekend/buitenland 112 totaal 37535 37535 Tabel 3. Gecombineerde habitats, HOTSPOTS en natuurdoeltypen Vegetatietype Habitat HOTSPOT Natuurdoeltype (volgens (verklaring zie tab. 3) Bal et al. 1995) Vennen HR 3110 & 3130 Vennen hz3.4,du3.2 Trilveen HR 7140 Trilveen lv3.4 Natte duinvallei HR 2190 Natte duinvallei du3.9,az3.2 Natte heide HR 4010, 7120 & Natte heide en hz3.10,lv3.6,zk3.7 7150 hoogveen Nat schraalgrasland Hr 2190, 6410 & 7230 Nat schraalgrasland en veenmoeras hz3.7,ri3.4,lv3.4, du3.5 Broekbos HR 91D0 & 91 E0 Broekbos hz3.15,hz3.16,ri3.10,lv3.9, lv3.10,zk3.10,zk3.11,du3.14 Alterra-rapport 1561 83

De analyse heeft zich beperkt tot de meest voorkomende grondwaterafhankelijke habitattypen, waarbij bovendien verwante habitattypen in een aantal gevallen zijn samengenomen. In die habitatgebieden waar de betreffende habitattypen worden genoemd als doeltype is nagegaan of er grondwatermeetbuizen zijn die in of nabij corresponderende hotspots of natuurdoeltypen liggen. In tabel 3 staat aangegeven voor welke (combinaties van) habitattypen deze analyse is uitgevoerd en welke HOTSPOTS-typen en welke natuurdoeltypen geacht worden overeen te komen met de betreffende habitattypen. Omdat de ligging van de hotspots slechts bij benadering bekend is rond de hotspots een bufferzone van 100 m aangehouden. Van alle meetpunten die daarbinnen vallen wordt verondersteld dat ze in principe geschikt zijn om de grondwaterstand van het corresponderende habitattype te monitoren. Voor de natuurdoeltypen is geen bufferzone gehanteerd omdat de ligging daarvan wel nauwkeurig in kaart is gebracht. Voor iedere meetplek is nagegaan of er grondwaterstanden nog worden waargenomen of dat de meetperiode is beëindigd. Als er nog gemeten wordt is de plek in principe geschikt om het grondwater te monitoren. Verder is bijgehouden of de meetplek in een corresponderende HOTSPOT en/of in een corresponderend natuurdoeltype ligt. In de tabellen 4 en 5 staat aangegeven hoeveel meetplekken er liggen binnen de afzonderlijke hotspots- en natuurdoeltypen. Hierbij is niet gekeken of deze meetplekken ook nog in corresponderende habitatgebieden liggen. Tabel 4. Overzicht van meetplekken binnen HOTSPOTS die wel of niet zijn afgesloten. HOTSPOT Afgesloten HOTSPOT Afgesloten Nee Ja Nee Ja vennen 47 123 kalkrijk duingrasland 116 363 trilveen 53 23 kalkgrasland 0 5 natte duinvallei 134 191 kalkrijke hellingbossen 2 9 natte heide en hoogveen 512 316 broekbos 416 293 nat schraalgrasland en venmoeras 437 366 84 Alterra-rapport 1561

Tabel 5. Overzicht van meetplekken binnen natuurdoeltypen die wel of niet zijn afgesloten. Codering van de natuurdoeltypen volgens Bal et al. (1995). Niet opgenomen betekent: geen meetplekken aanwezig. afgesloten afgesloten afgesloten NDT nee ja NDT nee ja NDT nee ja AZ_3_1 1 0 HL_3_4 11 1 LV_3_5 90 82 AZ_3_2 18 30 HL_3_5 0 1 LV_3_6 5 7 AZ_3_3 5 10 HL_3_6 22 7 LV_3_7 2 27 AZ_3_4 9 7 HL_3_7 16 3 LV_3_8 2 5 AZ_3_5 16 29 HL_3_8 11 1 LV_3_9 52 58 AZ_3_6 3 9 HL_3_9 2 0 LV_4_2 46 65 AZ_3_7 0 3 HL_4_1 7 0 RI_3_1 9 7 AZ_3_8 19 9 HL_4_2 9 2 RI_3_10 161 53 AZ_4_1 13 20 HZ_3_1 116 57 RI_3_11 6 2 DU_3_1 11 6 HZ_3_10 773 461 RI_3_12 17 12 DU_3_10 38 25 HZ_3_11 212 90 RI_3_2 44 19 DU_3_11 2 1 HZ_3_12 93 52 RI_3_3 78 35 DU_3_12 71 34 HZ_3_13 1916 888 RI_3_4 197 64 DU_3_13 485 145 HZ_3_14 409 156 RI_3_5 79 38 DU_3_14 17 19 HZ_3_15 180 85 RI_3_6 26 3 DU_3_16 5 7 HZ_3_16 330 236 RI_3_7 18 2 DU_3_2 17 8 HZ_3_17 5 1 RI_3_8 13 2 DU_3_3 3 2 HZ_3_18 360 185 RI_3_9 32 5 DU_3_4 27 8 HZ_3_19 47 24 RI_4_1 35 13 DU_3_5 56 25 HZ_3_2 65 41 RI_4_2 51 71 DU_3_6 120 64 HZ_3_3 143 117 ZK_3_1 28 21 DU_3_7 147 91 HZ_3_4 188 124 ZK_3_10 56 33 DU_3_8 9 2 HZ_3_5 166 104 ZK_3_11 21 18 DU_3_9 262 140 HZ_3_6 356 166 ZK_3_13 41 27 DU_4_1 1 0 HZ_3_7 816 478 ZK_3_2 27 10 DU_4_2 30 29 HZ_3_8 27 11 ZK_3_3 88 36 GG_3_1 6 10 HZ_3_9 406 198 ZK_3_4 56 53 GG_3_2 1 0 HZ_4_1 89 43 ZK_3_5 204 114 HL_3_1 5 3 HZ_4_2 127 129 ZK_3_6 137 112 HL_3_10 32 7 LV_3_1 74 102 ZK_3_8 20 5 HL_3_11 21 5 LV_3_10 19 14 ZK_3_9 93 40 HL_3_12 1 0 LV_3_2 1 4 ZK_4_1 1 0 HL_3_2 4 0 LV_3_3 125 159 ZK_4_2 64 128 HL_3_3 6 2 LV_3_4 369 277 In tabel 6 is ook per habitattype aangegeven hoeveel buizen nog steeds operationeel zijn. Hierbij is niet gekeken of er een overlap is met Hotspots en natuurdoeltypen. Tenslotte staat in tabel 7 per habitatgebied en per habitattype hoeveel nog gemeten buizen er naar schatting beschikbaar zijn om uitspraken te doen over het grondwaterstandsverloop. De wit aangegeven cellen hebben betrekking op de habitattypen waarvoor het gebied is aangemeld of waarvan is aangegeven dat ze binnen het gebied voorkomen. Alterra-rapport 1561 85

Tabel 6. Overzicht van meetplekken binnen habitatgebieden die wel of niet zijn afgesloten. Voor verklaring nummers habitattype zie bijlage 1. Indien niet opgenomen = geen meetplekken. afgesloten afgesloten afgesloten VHR nee ja VHR nee ja VHR nee ja 1110 0 5 2330 162 23 6510 39 9 1140 4 10 3110 28 23 7120 92 91 1310 130 56 3130 279 77 7140 17 18 1320 55 21 3150 165 194 7150 517 225 1330 7 27 3160 103 23 7210 144 32 2110 13 1 3260 24 59 7230 63 46 2130 134 80 4010 292 286 9120 7 13 2140 157 25 4030 132 33 9160 82 36 2150 290 187 5130 132 51 9190 52 22 2160 84 42 6120 1 0 91D0 45 15 2180 50 11 6130 24 4 91EO 60 9 2190 307 132 6230 221 135 91F0 8 19 2310 12 8 6410 182 191 2320 20 126 6430 10 47 86 Alterra-rapport 1561

Tabel 7. Verdeling van operationele meetpunten van grondwaterafhankelijke vegetatietypen vennen tril- natte natte nat schr. broek- broekveen duinvallei heide grasland bos bos GEBIEDSNAAM 3101 7140 2190 4010 2190 (veen) EU-CODE 3130 7120 6410 91EO 91DO 7150 7230 AAMSVEEN NL2003001 5 4 0 ACHTER DE VOORT, AGELERBROEK EN VOLTHERBROEK NL2003003 0 13 ALDE FEANEN NL3000044 19 0 18 2 BARGERVEEN NL2000002 77 BEKENDELLE NL2003005 0 BENNEKOMSE MEENT NL2003006 11 BERGVENNEN EN BRECKLENKAMPSE VELD NL2003007 8 3 BIESBOSCH NL3000040 2 BODDENBROEK NL2003008 0 0 0 BOETELERVELD NL2003009 0 0 BORKELD NL9801016 8 BOSCHHUIZERBERGEN NL2003010 0 BOTSHOL NL9801044 3 3 0 BRUNSSUMMERHEIDE NL1000029 8 0 BRUUK NL2003011 5 BUNDER- EN ELSLOERBOS NL2003012 0 BUURSERZAND EN HAAKSBERGERVEEN NL9801019 9 56 2 COEPELDUYNEN NL1000030 0 0 DINKELLAND NL9801021 6 5 18 0 DRENTSCHE AA NL9801009 1 3 62 14 DRENTS-FRIESE WOLD EN LEGGELDERVELD NL9803011 18 52 DROUWENERZAND NL2003014 0 DUINEN AMELAND NL2003057 4 0 DUINEN GOEREE NL9801079 32 1 DUINEN SCHIERMONNIKOOG NL2003058 29 1 DUINEN SCHOORL NL1000010 7 0 DUINEN TERSCHELLING NL2003059 61 4 DUINEN TEXEL, WAAL EN BURG, DIJKMANSHUIZEN EN DE BOL NL2003060 65 4 DUINEN VLIELAND NL2003061 33 5 DUINEN ZWANENWATER EN PETTEMERDUINEN NL3000016 10 2 DWINGELDERVELD NL3000070 8 80 EILANDSPOLDER-OOST NL3004002 0 ELPERSTROOM NL2003015 17 ENGBERTSDIJKSVENEN NL1000004 14 FOCHTELOERVEEN EN ESMEER NL9801007 77 FRIESE IJSSELMEERKUST NL1000002 0 GELDERSE POORT NL9801024 0 GELEENBEEKDAL NL2003016 0 0 GEULDAL NL9801041 0 0 GRENSMAAS NL9801075 0 GREVELINGEN NL4000021 0 0 GROOT ZANDBRINK NL2003018 0 GROOTE HEIDE - DE PLATEAUX NL9801036 13 11 16 0 GROOTE PEEL NL1000025 31 GROOTE WIELEN NL2003020 0 7 HAVELTE-OOST NL9801071 8 HOLLANDS DIEP (OEVERLANDEN) NL2003021 2 IJSSELUITERWAARDEN NL2003022 ILPERVELD/OOSTZANERVELD/VARKENSLAND NL2003023 2 0 KAMPINA EN OISTERWIJKSE BOSSEN EN VENNEN NL3000401 37 41 29 27 KEMPENLAND NL1000022 2 5 0 KENNEMERLAND-ZUID NL1000012 30 0 KOLLAND EN OVERLANGBROEK NL2003024 0 KOP VAN SCHOUWEN NL1000017 17 9 KORENBURGERVEEN NL9801072 0 7 12 12 LANDGOEDEREN OLDENZAAL NL3004003 0 LANGSTRAAT BIJ SPRANG-CAPELLE NL2003026 0 LEMSELERMATEN NL2003027 0 9 LEUDAL NL9803039 10 LEUSVELD, VOORSTONDEN, EN EMPESCHE/TONDENSCHE HEIDE NL3004005 1 1 0 LONNEKERMEER NL2003029 0 1 2 LOONSE EN DRUNENSE DUINEN, DE BRAND EN DE LEEMKUILEN NL9803030 5 0 1 MAASDUINEN NL1000028 12 19 7 0 MANTELING VAN WALCHEREN NL1000020 4 2 MANTINGERZAND NL2003032 7 MARIAPEEL EN DEURNESEPEEL NL1000027 26 MEIJENDEL EN BERKHEIDE NL1000013 2 2 MEINWEG NL2000008 8 0 NAARDERMEER NL3000061 7 0 7 5 NIEUWKOOPSE PLASSEN EN DE HAECK NL3000036 1 0 1 0 NOORBEEMDEN EN HOOGBOS NL2003033 0 NOORDHOLLANDS DUINRESERVAAT NL9801080 7 0 OLDE MATEN EN VEERSLOOTSLANDEN NL2003063 0 2 OOSTELIJKE VECHTPLASSEN NL2003036 7 0 6 OSSENDRECHT NL9801055 4 5 OUDE MAAS NL2003037 0 POLDER WESTZAAN NL2003040 0 0 13 REGTE HEIDE EN RIELSE LAAG NL9803073 0 RIJSWAARD EN KIL VAN HURWENEN NL2003041 5 RINGSELVEN EN KRUISPEEL NL2003065 0 ROERDAL NL2003042 7 0 ROTTIGE MEENTHE EN BRANDEMEER NL9803006 0 0 5 Alterra-rapport 1561 87

Vervolg tabel 7 vennen tril- natte natte nat schr. broek- broekveen duinvallei heide grasland bos bos 3101 7140 2190 4010 2190 (veen) GEBIEDSNAAM EU-CODE 3130 7120 6410 91EO 91DO 7150 7230 SARSVEN EN DE BANEN NL2003043 14 SPRINGENDAL EN DAL VAN DE MOSBEEK NL9801064 4 8 18 ST. JANSBERG NL3004004 6 ST. PIETERSBERG EN JEKERDAL NL9801025 0 STELKAMPSVELD (BEEKVLIET) NL2003044 3 11 13 STRABRECHTSE HEIDE EN BEUVEN NL1000024 3 13 4 SWALMDAL NL2003045 0 TEESELINKVEN NL2003046 0 0 ULVENHOUTSE BOS NL2003047 10 VECHT EN BENEDEN-REGGE NL9801017 4 2 VELUWE NL9801023 10 21 14 VLIJMENS VEN, MOERPUTTEN EN BOSSCHE BROEK NL9801049 13 VOORNES DUIN NL9803077 14 0 WEERRIBBEN NL9801013 0 1 0 2 WEERTERBOS NL9801035 4 0 5 WESTERSCHELDE NL9803061 0 WIEDEN NL2003064 11 2 6 6 WIERDENSE VELD NL9801018 1 0 WIJNJETERPER SCHAR EN TERWISPELER GROOTSCHAR NL2003050 2 42 WILLINKS WEUST NL2003051 0 0 WITTE VEEN NL2003052 2 4 0 WITTERVELD NL1000003 0 0 WOOLDSE VEEN NL2003053 5 5 WORMER- EN JISPERVELD EN KALVERPOLDER NL2003054 0 0 ZUIDER LINGEDIJK - DIEFDIJK ZUID NL3004007 14 totaal aantal mp 160 50 315 626 321 176 57 aantal gebieden met mp 19 7 14 38 30 19 9 aantal gebieden zonder mp 10 8 3 16 15 15 10 88 Alterra-rapport 1561

Bijlage 5 ph ranges per habitattype De ranges zijn afgeleid uit Ellenbergwaarden (rood in figuur 1) en uit directe metingen (zwart in figuur 1). Deze ranges zijn gebaseerd op: - de 'representatieve' opnameset van 160.209 opnamen uit 'De Vegetatie van Nederland'; - de vertaling van habitat- naar vegetatietype volgens bijlage 2, tabel 2; - de geschatte ph-waarden van de opnamen, gebaseerd op een vertaling van gemiddelde Ellenbergwaarden volgens Van Dobben et al. (2006; zie tabel 1 in de hoofdtekst) (rood) en op Wamelink et al. (2007; zie www.abiotic.wur.nl) (zwart). Details van de vertaalprocedure: De habitats kunnen aan vegetatietypen toegekend zijn op de niveaus van verbond, associatie en / of subassociatie. Er kunnen meerdere toekenningen per habitattype zijn. De opnamen kunnen aan vegetatietypen toegekend zijn op alle niveaus. Er kunnen ook meerdere toekenningen per opname zijn, maar hiervan is er slechts één gebruikt (de volgens ASSOCIA meest waarschijnlijke). 1. de habitattypen en opnamen die een identieke toekenning hebben zijn aan elkaar gekoppeld. 2. bepaald is voor welke habitattypen dit leidde tot een toekenning van minder dan 100 opnamen. 3. deze habitattypen zijn, voor zover zij toegekend zijn op het niveau van subassociatie, alsnog gekoppeld aan opnamen met de overeenkomstige associatie (excl. de opnamen die al toegekend waren op het niveau van subassociatie). 4. de habitattypen die toegekend zijn op het niveau van verbond zijn gekoppeld aan alle opnamen die toegekend zijn aan dat verbond (ook op het niveau van associatie of subassociatie). 5. voor de habitattypen die gekoppeld zijn aan minder dan 100 opnamen zijn geen ranges bepaald. Deze procedure leverde 34.123 bruikbare toekenningen op voor de Ellenberg zuurgraad en 35.891 voor de gemeten ph. Een bepaling van de ph range bleek met deze methode niet mogelijk voor de volgende habitattypen: 1320, 3110, 5130, 6110, 6210, 6510A, 6510B, 7110B, 9110, 91F0 (geldt voor beide ph schattingen). Vervolgens zijn de ranges bepaald op basis van de 5, 20, 80 en 95 percentielen van de ph-waarden van de opnamen per habitattype (hoofdtekst tabel 2). Deze ranges worden voor de gemeten ph weergegeven in tabel 1, en voor beide ph schattingen in figuur 1. Alterra-rapport 1561 89

90 Alterra-rapport 1561

Figuur 1. Geschatte ph ranges per habitattype, getrokken = optimaal, gestippeld = suboptimaal; zwart = op grond van gemeten ph-waarden, rood = op grond van expert schatting volgens Ellenberg. Alterra-rapport 1561 91