Ecologische risico's van bodemverontreinigingen in toemaakdek in ...

Ecologische risico's van bodemverontreinigingen in toemaakdekin de gemeente De Ronde Venen

A.T.C. Bosveld1,T.C. Klok1,J.M. Bodt1

M. Rutgers2

Alterra-rapport 151

1 Alterra, Research Instituut voor de Groene Ruimte, Wageningen, 20002 RIVM, Rijks Instituut voor Volksgezondheid en Milieuhygiëne, Bilthoven

REFERAAT

A.T.C. Bosveld, T.C. Klok, J.M. Bodt & M. Rutgers, 2000. Ecologische risico's van bodemveront-reinigingen in toemaakdek in de gemeente De Ronde Venen. Wageningen, Alterra, Research Instituutvoor de Groene Ruimte. Alterra-rapport 151. 92 blz. 24 fig.; 24 tab.; 46 ref.

De gemeente De Ronde Venen ligt in het gebied de Venen. De veengronden in dit gebied zijnvanaf de 18e eeuw regelmatig opgehoogd met stadsafval. Dit ter verbetering van de draagkrachten de vruchtbaarheid van de grond. De opgebrachte laag wordt toemaakdek genoemd. In dittoemaakdek komen hoge concentraties zware metalen en PAK voor. Om de ecologischerisico’s van deze verontreinigingen in kaart te brengen is onderzoek uitgevoerd naar deconcentraties van de afzonderlijke verontreinigingen en de effecten die deze verontreinigingenhebben op bodemorganismen en daarvan voor hun voedsel afhankelijke vogels en zoogdieren.

Trefwoorden: bioaccumulatie, bosspuitsmuis, effecten, grutto, lood, model, PAK, PODYRAS,populatiegroeisnelheid, regenworm, zware metalen.

ISSN 1566-7197

Dit rapport kunt u bestellen door NLG 63,75 over te maken op banknummer 36 70 54 612 tenname van Alterra, Wageningen, onder vermelding van Alterra-rapport 151. Dit bedrag isinclusief BTW en verzendkosten.

© 2000 Alterra, Research Instituut voor de Groene Ruimte,Postbus 47, NL-6700 AA Wageningen.Tel.: (0317) 474700; fax: (0317) 419000; e-mail: [email protected]

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 vanAlterra.

Alterra aanvaardt geen aansprakelijkheid voor eventuele schade voortvloeiend uit het gebruik van deresultaten van dit onderzoek of de toepassing van de adviezen.

Alterra is de fusie tussen het Instituut voor Bos- en Natuuronderzoek (IBN) en het Staring Centrum,Instituut voor Onderzoek van het Landelijk Gebied (SC). De fusie is ingegaan op 1 januari 2000.

Projectnummer 321-35108 [Alterra-rapport 151/IS/10-2000]

Inhoud

Woord vooraf 7

Samenvatting 9

1 Inleiding 111.1 Natuur in De Venen 111.2 Toemaakdekken 111.3 Natuurontwikkeling 141.4 Natuurdoeltypen en ecologische risicoanalyse 15

1.4.1 Natuurdoeltypen 151.4.2 Doelsoorten 151.4.3 Sleutelsoorten 16

1.5 Plan van aanpak 17

2 Onderzoekslocaties, bemonstering en bodemconcentraties 192.1 Inleiding 192.2 Methoden 20

2.2.1 Monsternamen 202.2.2 Bodemanalyses 21

2.3 Resultaten 222.3.1 Bodemeigenschappen 222.3.2 Zware metalen en PAK 23

2.3.2.1 Veldconcentraties 232.3.2.2 Concentraties in grond voor Bioassays 24

3 Effecten van zware metalen op microbiële gemeenschappen in toemaakdek 273.1 Inleiding 273.2 Materiaal en methoden 273.3 Resultaten 283.4 Discussie en Conclusie 30

4 Effecten op bodemmacrofauna: soortensamenstelling en dichtheden vanregenwormen in het veld. 334.1 Inleiding 334.2 Methoden 334.3 Resultaten 33

4.3.1 Soortensamenstelling regenwormen 334.3.2 Aantallen en Biomassa 344.3.3 Populatieopbouw 36

4.4 Discussie 38

5 Effecten op populatiegroeisnelheid van regenwormen op basis van groei enreproductie bioassays 395.1 Inleiding 395.2 Materiaal en methoden 40

5.2.1 Grondbehandeling en bodemanalyses 405.2.2 Bioassay reproductie 405.2.3 Bioassay groei 405.2.4 Modellering populatiegroeisnelheid 41

5.3 Resultaten 415.3.1 Effecten op reproductie 415.3.2 Effecten op groei 435.3.3 Effecten op populatiegroeisnelheid 44

5.4 Discussie 45

6 Bioaccumulatie van verontreinigingen in regenwormen 476.1 Inleiding 476.2 Materiaal en methoden 47

6.2.1 Regenwormen uit het veld 476.2.2 Regenwormen uit bioassay 48

6.3 Resultaten 486.3.1 Veldresultaten 486.3.2 Bioassay 50

6.4 Discussie 51

7 Effecten op vogels en zoogdieren 537.1 Inleiding 537.2 Klassificatie faunadoelsoorten naar risico op belasting met

verontreinigingen 577.3 Risicoanalyse voor doelsoorten. 577.4 Risicoanalyse voor grutto en bosspitsmuis 58

7.4.1 Methode 597.4.2 Resultaten 60

7.5 Discussie en conclusies 60

8 Algemene Discussie en Conclusies 638.1 Discussie 638.2 Conclusies 658.3 Aanbevelingen voor verder onderzoek. 66

Referenties 67

Verklarende woordenlijst 71

Bijlagen1 Inventariserend bodemonderzoek Demmerik 732 Concentraties verontreinigingen op veldlocaties 753 Concentraties verontreinigingen in bioassaygronden 774 Concentraties in wormen 795 Doelsoorten 816 Broedvogels 837 Zoogdieren 85

Alterra-rapport 151 7

Woord vooraf

In en rond de gemeente De Ronde Venen is vanaf de 18e eeuw een grote hoeveelheidpuin en stadsafval op de veengronden aangebracht ter verbetering van de grond; dezogenaamde toemaakdekken. In deze toemaakdekken komen sterk verhoogdeconcentraties zware metalen en PAK voor. In het kader van de vaststelling van hetbeleid aangaande de omgang met deze bodemverontreinigingen is door de provincieUtrecht aan ALTERRA opdracht verstrekt de actuele risico's van debodemverontreinigingen voor de volksgezondheid, de landbouw, en het ecosysteemvast te stellen.

Dit onderzoek is uitgevoerd in nauwe samenspraak met een begeleidingscommissiedie bestond uit de volgende personen:Mevr. Drs. Ingrid Canter Cremers (IWACO), voorzitter.Mevr. Jaya Sicco Smit (provincie Utrecht, bureau bodemsanering), opdrachtgever.Drs. Berry van Arkel (provincie Utrecht, bureau natuur en landschap).Mevr. Polle Marschalk (provincie Utrecht, bureau natuur en landschap).Ing. Johan de Jong (Dienst Landelijk Gebied, Utrecht).Dr. Michiel Rutgers (RIVM, laboratorium voor ecotoxicologie).Drs. Jaap Tuinstra (IWACO).Dr. Ir. Simon W. Moolenaar (IWACO).Mevr. Sandra Hogenbirk (Gemeente De Ronde Venen).Dhr. André Putker (Gemeente De Ronde Venen).

De rapportage van het onderzoek geschiedt in twee afzonderlijke delen. De risico'svoor de volksgezondheid en de landbouw van de in het toemaakdek aanwezigebodemverontreinigingen zijn beschreven in een afzonderlijk deel. Het voor uliggende deel beschrijft de resultaten van het onderzoek naar de ecologische risico's.Naast het in opdracht van de provincie Utrecht uitgevoerde onderzoek naar deeffecten op vogels en zoogdieren en de effecten op soortensamenstelling, biomassaen reproductie van regenwormen is in het kader van het onderzoeksprogrammasysteemgerichte ecotoxicologie van het ministerie van Landbouw, Natuur en Visserij(LNV-DWK programma 321) de populatiegroeisnelheid bij regenwormenbestudeerd aan de hand van het hiertoe ontworpen rekenkundig model PODYRAS(hoofdstuk 5). Door het RIVM zijn bovendien de effecten op bodem micro-organismen onderzocht (hoofdstuk 3).

8 Alterra-rapport 151


Samenvatting

In de gemeente De Ronde Venen komen op vele plaatsen zogenaamdetoemaakdekken voor. Deze toemaakdekken zijn vanaf de middeleeuwen alsbodemverbeteraar op landbouwgronden opgebracht en bestonden voor een grootdeel uit stadsafval. De toemaakdekken zijn veelal verontreinigd met zware metalen enPAK. In het toemaakdekgebied zijn vooral in het geval van lood herhaaldelijkconcentraties ruim boven de interventiewaarde gemeten. Daarnaast zijn ook van demetalen koper en zink hoge concentraties gemeten. Uit het uitgevoerdebodemonderzoek bleek een zeer hoge mate van ruimtelijke variatie waarbij de variatietussen bodemmonsters binnen één onderzoekslocatie (ca. 4 m2) vergelijkbaar wasmet de variatie tussen bodemmonsters uit het gehele onderzoeksgebied. Om deecologische risico's die verbonden zijn aan deze verhoogde concentraties vast testellen is effectonderzoek uitgevoerd bij bodemmicro-organismen en bij regen-wormen. Deze organismen nemen een sleutelpositie in bij de ecologische processenin het gebied. Van bodemmicro-organismen zijn de fysiologische profielen bepaald.Van de regenwormen zijn de soortensamenstelling en dichtheden in het veldbestudeerd in relatie tot de aanwezige bodemverontreiniging. In het laboratorium zijnexperimenten uitgevoerd met uit het veld verzamelde grond. In gronden met eenvariërende graad van verontreiniging zijn regenwormen (lumbricus rubellus) uitgezet enzijn de effecten op groei, ontwikkeling en voortplanting onderzocht. Op basis vandeze experimentele gegevens zijn met het populatiedynamisch model PODYRAS deeffecten van de verschillende bodems op de populatiegroeisnelheid berekend. Naastde effecten op bodemmicro-organismen en bodemmacrofaunasoorten zijn deeffecten op hogere dieren onderzocht. Op basis van modelstudies is de blootstellingberekend voor vogels en zoogdieren die als doelsoort voor de in het gebied gewenstenatuurdoeltypen vermeld staan. Voor twee modelsoorten, de grutto en debosspitsmuis, is een nadere risicobepaling uitgevoerd waarin nierschade doorcadmiumvergiftiging als eindparameter is opgenomen.

Uit het onderzoek blijkt, dat de bodemmicro-organismen op sommige van deonderzochte locaties een afwijkend fysiologisch profiel vertonen. Deze afwijkingenzijn gerelateerd aan de aanwezigheid van relatief hoge concentraties zware metalen(met name cadmium, lood en zink). Uit het veldonderzoek naar regenwormen blijktdat verhoogde concentraties zware metalen en PAK in toemaakdekgrond niet leidentot een significante afname van de biodiversiteit (soortensamenstelling) vanregenwormen. Ook is niet gebleken dat het totaal aantal of de totale biomassa van deregenwormen in de grond op locaties met een verhoogde concentratie zware metalenof PAK lager is dan op vergelijkbare locaties met een relatief lage concentratie vandeze verontreinigingen. Wel is een effect op de populatieopbouw waargenomen. Eenverhoging van de cadmiumconcentratie gaat hierbij gepaard met een verlaging vanhet percentage adulten en een verhoging van het percentage subadulten. Eendergelijke verschuiving kan gevolgen hebben voor predatore soorten waarvanregenwormen het hoofdbestanddeel van het dieet vormen.


Uit de experimentele laboratoriumstudies waarin de regenwormensoort lumbricusrubellus gehouden is in toemaakdekgrond met verschillende concentraties vanverontreinigingen en in referentiegrond, blijken geen nadelige effecten van deverontreinigingen. In verschillende gevallen werd zelfs een positieve correlatiegevonden tussen een verontreiniging en de coconproductie als maat voor devoortplantingscapaciteit. Ook het organischestofgehalte bleek positief gecorreleerdmet de coconproductie. De resultaten suggereren een positief effect vantoemaakdekgrond op de voortplanting van regenwormen. Het hoge organische-stofgehalte of de verhoogde concentraties van andere essentiële bodembestanddelenin toemaakdek spelen hierbij mogelijk een rol. Significante effecten van toemaakdek,positief dan wel negatief, op de groeisnelheid en de uit de groeisnelheid enreproductiecapaciteit afgeleide populatiegroeisnelheid zijn niet waargenomen. Uitdeze gezamenlijke resultaten kan geconcludeerd worden dat de in toemaakdekaanwezige verontreinigingen geen directe effecten hebben op de aanwezigeregenwormen. Wel is een effect op de populatieopbouw in het veld waargenomen,waarbij het percentage subadulten positief en het percentage adulten negatiefgecorreleerd is aan de cadmium (Cd) concentratie. Voorgesteld wordt om eventueleoorzakelijke verbanden te onderzoeken middels populatiedynamische interpretatievan de experimentele blootstellingsstudies.

Uit de concentratiebepalingen van zware metalen en PAK in de regenwormen uit hetveld blijkt geen relatie met de in de bodem gemeten concentraties. Een mogelijkeverklaring voor de afwezigheid van deze relatie is dat de verontreinigingen in debodem niet of zeer slecht beschikbaar zijn. Daarnaast kan echter ook de zeer groteruimtelijke variatie in bodemverontreinigingen in toemaakdek ertoe leiden dat degebruikte bodemconcentratiegegevens niet representatief zijn voor de bodem waaruitde geanalyseerde regenwormen gemonsterd zijn.

Op basis van de aangetroffen hoeveelheden zware metalen in regenwormen uit hetveld, is een risicoberekening gedaan voor vogels en zoogdieren. Voor twee soorten,de grutto en de bosspitsmuis, die beide voor hun dieet in grote mate afhankelijk zijnvan regenwormen, is een model opgesteld dat de ophoping van cadmium in hetlichaam beschrijft en de blootstellingsduur aangeeft die nodig is voordat nierschadeop zal treden. Uit de resultaten van deze berekeningen blijkt dat schadelijke effectenbij deze soorten verwacht kunnen worden. Nader onderzoek zal uit moeten wijzen ofdeze effecten ook daadwerkelijk in het veld optreden.


1 Inleiding

1.1 Natuur in De Venen

Het gebied De Venen bevindt zich in het Groene Hart, deels in de provinciesUtrecht, Noord-Holland en Zuid-Holland. Het gebied heeft een grote natuurwaardeen maakt deel uit van de Ecologische Hoofd Structuur (EHS). Twee uitgestrektenatuurgebieden; de Nieuwkoopse plassen (1467 ha), en Botshol (252 ha), maken deeluit van De Venen. In het gebied komen verschillende zeldzame rode lijst soortenvoor zoals de waterspitsmuis, de kwak, de roerdomp en het woudaapje. Naastnatuurgebieden herbergt De Venen ook veel cultuurlandschap. In deze uitgestrektekarakteristieke veenweide gebieden komen veel beschermde soorten weidevogelsvoor.

1.2 Toemaakdekken

Vanaf de middeleeuwen is in het gebied De Venen op veel plaatsen de bodemopgehoogd met stadsvuil en bagger als bodemverbeteraar voor de veengronden. Ditmateriaal was waardevol als mest, maar ook voor het verhogen van de draagkrachtvan de grond. De aldus opgebrachte laag staat bekend onder de naam toemaakdek.Het toemaakdek varieert in dikte van 15 tot 50 cm en is aanwezig in delen van deprovincies Utrecht, Noord-Holland en Zuid-Holland (zie figuur 1.1). Toemaakdekkomt voor in gebieden met uiteenlopende functies zoals woongebieden, agrarischegebieden en natuurgebieden. De aanwezigheid van toemaakdek is aan hetbodemprofiel te herkennen aan een zandige bijmenging door het veen en hetverspreid in de grond voorkomen van potscherven, tegelscherven, glas, hout, kolen,delen van aardewerk pijpen en, minder algemeen, kleine gebruiksvoorwerpen uit devorige eeuw.

Naast de nuttige eigenschappen van het toemaakdek kleven er ook nadelen aan dezetoemaakdekken. Op diverse locaties zijn hoge concentraties zware metalen en PAKaangetroffen (zie tabel 1.1). In verschillende gevallen overschrijden de aanwezigeverontreinigingen de heersende normen (zie tabel 1.2). De vraag is of dezeoverschrijdingen leiden tot actuele risico’s en daarom is nader onderzoek naar deeffecten van verontreinigingen gewenst.


Figuur 1.1 Begrenzing en topografie De Venen


Figuur 1.2 Ligging van toemaakdek binnen het gebied De Venen


Tabel 1.1 Gemiddelde en 99-percentiel van de bodemconcentratie voor metalen en PAK in toemaakdek enbodemnormen voor zware metalen en PAK (in mgkg -1 droge stof)

Koper Kwik Lood Zink Σ10PAKGemiddeld toemaakdek 210 1,5 350 460 5,099-percentiel toemaakdek 368 2,1 750 583 11,9Streefwaarde SB 36 0,3 85 140 1Interventiewaarde SB 190 10 530 720 40Interventiewaarde T1 301 12 748 951 2001SB = standaard bodem; 2T= toemaakdek: interventiewaarde met bodemtypecorrectie voor toemaakdekgrond(organischestofgehalte: 50%; lutumgehalte: 20%).Uit: Risico's van bodemverontreinigingen in toemaakdek in de gemeente De Ronde Venen, deel I, §1.2.

1.3 Natuurontwikkeling

Op grond van het belang van De Venen als onderdeel van het Groene Hart wordenplannen ontwikkeld om in De Venen de functies van natuurbehoud en –ontwikkeling incombinatie met recreatiemogelijkheden en landbouw verder vorm te geven. Dit houdt indat mogelijkheden worden geschapen voor duurzame landbouw, voor natuur envoor aan natuur en water gebonden recreatie, met een milieu- en waterkwaliteit diebij de verschillende functies past en met een karakteristiek landschap.

Als belangrijk doel van de verdere ontwikkeling van De Venen wordt het tot standbrengen van een kerngebied voor natuurontwikkeling gezien. Naast het vergrotenvan de twee grootste natuurkernen de Nieuwkoopse Plassen en Botshol dient eenverbindingszone tussen deze gebieden te worden gerealiseerd. Deze verbindingszonewordt gedeeltelijk geprojecteerd op gebieden waarin toemaakdekken aanwezig zijn.Binnen deze verbindingszone zullen landbouwgebieden met verbrede landbouw-doelstelling en natuurreservaatsgebieden gerealiseerd worden (Stuurgroep De Venen,1998). In het eerste geval wordt een zodanige vorm van landbouw beoogd, datdaarmee tevens een aantal natuur- en milieudoelstellingen worden gerealiseerd.Toekomstige natuur omhelst momenteel in agrarisch gebruik zijnde gronden, waar naaankoop of met beheersovereenkomsten bepaalde natuurdoelen worden gerealiseerd.Daarnaast wordt voor dit hele gebied een schoonwater-verbinding voorgesteld,waarbij watergangen van goede kwaliteit (met name fosfaatarm) als ecologischeverbinding tussen natuurgebieden fungeren.

Binnen de verbindingszone is het gebied Demmerik-Donkereind (ten zuiden van deVinkeveense plassen; zie fig. 1.1) als reservaatgebied belangrijk voor weidevogels.Nieuwe natuur kan zich ontwikkelen in samenhang met bestaande natuurgebieden inhet oostelijk deel Gagel Donkereind (Groot-Wilnis Vinkeveen). Het gaat om eencombinatie van natuurontwikkeling (280 ha) en veenweide-natuur (reservaat vaneveneens 280 ha). De nieuwe natuur zal op deze plek een belangrijke ecologischeverbinding vormen tussen Botshol en de Nieuwkoopse Plassen. De meest gewenstenatuurdoeltypen in de verbindingszone zijn respectievelijk zoetwaterverlan-dingsgemeenschappen, rietland en ruigte, en nat schraalgrasland. Het beheer van hetreservaatgebied zal zich richten op versterking en verdere ontwikkeling van denatuurkwaliteit in schraalgraslanden en bloemrijke (weidevogelrijke) graslanden.


1.4 Natuurdoeltypen en ecologische risicoanalyse

1.4.1 Natuurdoeltypen

Gegeven de concentraties zware metalen en PAK die aanwezig zijn in hettoemaakdek is het de vraag of de gewenste natuurdoeltypen (ecosystemen)realiseerbaar zijn. In welke mate verhinderen de aangetroffen verontreinigingen dekans op levensvatbare populaties van gewenste doelsoorten?

Binnen de geplande verbindingszone in De Venen wordt de ontwikkeling vanverschillende natuurdoelen nagestreefd. De voorkeur gaat hierbij uit naar zoet- enbrakwatergemeenschappen. Daarnaast worden half-natuurlijke- en multifunctionelelevensgemeenschappen op laagveen of zeeklei nagestreefd (zie kader).

1.4.2 Doelsoorten

Ieder natuurdoeltype wordt gekenmerkt door de aanwezigheid van verschillendedoelsoorten. De bij de nagestreefde natuurdoeltypen behorende doelsoorten zijn vooreen groot deel hogere planten (Bal et al., 1995), die in het algemeen oppopulatieniveau een relatief geringe gevoeligheid voor zware metalen vertonen(Verkleij en Ernst, 1991). Fauna soorten zijn in dit verband veelal gevoeliger enzullen daarom nader onderzocht worden op de mogelijke effecten van veront-reinigingen in het toemaakdek. In organen opgeslagen zware metalen zijn nauwelijksuitscheidbaar waardoor zware metalen doorgegeven kunnen worden naar deopeenvolgende schakels in de voedselketen. Verondersteld wordt dat organismenhoog in de voedselpiramide zoals toppredatoren (vogels en zoogdieren) hierdoorbloot staan aan relatief hoge concentraties in het voedsel en daarom het meestkwetsbaar zijn.

Fauna doelsoorten omvatten zoogdieren, vogels, reptielen, amfibieën vissen enlibellen (voor een overzicht van de bij alle gewenste natuurdoeltypen behorendedoelsoorten zie (Bal et al., 1995) en bijlage § 9.5). Effecten van verontreinigingen opdeze doelsoorten zijn moeilijk te bepalen zonder specifieke kennis over de ecologievan de soort (o.a. zijn voedselkeuze). Bovendien is er onvoldoende ecotoxicologischekennis over deze soorten beschikbaar. Gegeven de wettelijke beschermde status vande meeste doelsoorten kunnen de te verwachten effecten slechts door middel vanextrapolatie benaderd worden uit de effecten van zware metalen op verwanteorganismen (Verboom et al., 1995; Posthuma en Faber, 1995). De bruikbaarheid vande natuurdoeltypen-systematiek voor het bepalen van actuele ecotoxicologischerisico’s lijkt hier daarom beperkt.


Gewenste Natuurdoeltypen in De Venen

Natuurdoeltypen volgens systematiek beschreven in Bal et al. (1995).

1e prioriteit: Natuurdoeltypen lv-3.1, lv-3.2, zk-3.1, zk-3.2hoofdgroep 3 (half-natuurlijk) op laagveen (lv) of zeeklei (zk): gemeenschappen 1 (zoet water-gemeenschap) of 2 (brak watergemeenschap).2e prioriteit: Natuurdoeltytpen: lv-3.3/5/6/7/8/9, lv-4.2, zk-3.3/4/6/8/9/11, zk-4.2. hoofdgroep 3(half-natuurlijk) of 4 (multifunctioneel) op laagveen (lv) of zeeklei (zk):

hoofdgroep 3.gemeenschappen op laagveen:3 (rietland en ruigte), 4 (nat schraalgrasland), 5 (bloemrijk grasland), 7 (struweel), 8 (hakhout engriend), 9 (bosgemeenschappen van voedselrijk (laag)veen)gemeenschappen op zeeklei:3 (zoute en brakke ruigte en grasland), 4 (rietland en ruigte), 5 (nat schraalgrasland), 6 (bloemrijkgrasland), 8 (struweel, mantel en zoombegroeiing), 9 (hakhout en griend), 11 (bosgemeenschappen vanveen op klei)hoofdgroep 4gemeenschappen op laagveen:2 (grasland)gemeenschappen op zeeklei:2 (grasland).

1.4.3 Sleutelsoorten

In tegenstelling tot voor doelsoorten is er voor bodemorganismen wel veelecotoxicologische expertise ontwikkeld. Bodemorganismen vervullen een belangrijkerol in het decompositie systeem van de bodem en kunnen worden gezien alssleutelsoorten voor het ecosysteem in en op de bodem. Wanneer bodemorganismenontbreken, dan zal ook elke vorm van natuurontwikkeling op terrestrische bodemsbinnen afzienbare tijd tot stilstand komen. Bovendien blijken bodemorganismen vandoorslaggevend belang in het beschikbaar komen van in de bodem aanwezigeverontreinigingen voor hogere diersoorten die in en op de bodem leven.

In de bodem zijn zowel micro-organismen als macrofauna actief. Bodemmicro-organismen vormen het grootste deel van de totale biomassa, zijn onderdeel van demeeste stofkringlopen, en staan aan de basis van de voedselketens (de Ruiter et al.,1995). Doordat bodemmicro-organismen in direct contact staan met hetbodemvocht is de blootstelling relatief hoog en vormen zij een kwetsbare groepvanuit ecotoxicologisch oogpunt. Naast bodemmicro-organismen staan ookbodemmacrofaunasoorten zoals regenwormen in direct contact met het bodemvochten accumuleren verontreinigingen als zware metalen in hoge concentraties. Dezebodemorganismen vormen een belangrijk onderdeel van het voedsel van hogereorganismen, waardoor deze middels doorvergiftiging risico’s lopen op negatieveeffecten van de verontreinigingen. Kennis over de concentraties en effecten vanverontreinigingen bij bodemmacrofaunasoorten kan dus inzicht geven in het risicovan deze stoffen voor doelsoorten. Ook het gegeven dat bodemorganismen integenstelling tot doelsoorten onder laboratorium omstandigheden gehouden en


getest kunnen worden op hun gevoeligheid voor verontreinigingen maakt dat dezegroep erg geschikt is om eventuele effecten vast te kunnen stellen.

De vaststelling van effecten op de groei, reproductie of overleving vanbodemmacrofaunasoorten in bioassays en de biomagnificatie (opstapeling) vanstoffen in deze organismen vormen de basis van modelberekeningen die inzichtgeven in de effecten van verontreinigingen op de populatie van het onderzochtebodemorganisme (Klok en de Roos, 1996). Effecten op de populatie leiden totveranderingen in zowel het functioneren van de organismen (een afname in hetaantal individuen leidt bijv. tot een afname in decompositie) als wel in het risico vooraan de top van de voedselketen staande doelsoorten (een afname in aantalprooidieren leidt tot voedselschaarste, een toename in de concentratie vervuilendestof in de prooi leidt tot vergiftiging). Hoewel risico’s voor bodemorganismen dusniet direct vertaald kunnen worden in actuele risico’s voor het gewenste natuurdoeltypevormen zij wel een nuttige tussenstap ter bepaling van effecten op doelsoorten en dekans op het tot stand komen van de natuurdoelstellingen.

1.5 Plan van aanpak

De actuele risico’s van verontreinigingen in het toemaakdek op populaties wordenbepaald aan de hand van effecten van verontreinigingen op aanwezige sleutelsoorten.Op de geselecteerde locaties zijn hiertoe bodemmicro-organismen (bacteriën) enbodemmacrofauna soorten (regenwormen) onderzocht.

Effecten op de natuurlijke gemeenschappen bodemmicro-organismen zijnbestudeerd in zogenaamde BIOLOG platen. Deze platen bevatten een reeks vanverschillende substraten die door verschillende typen micro-organismen omgezetkunnen worden. De totale substraatomzetting na incubatie in het laboratorium metde uit de bodem geëxtraheerde micro-organismen, geeft een indruk van defysiologische eigenschappen van de natuurlijke microbiële gemeenschap.

Effecten op bodemmacrofauna soorten zijn bestudeerd aan de hand van hetvoorkomen en de dichtheden van regenwormen in het veld en aan de hand vangemeten effecten op de groei en de reproductie van de regenworm lumbricus rubellusonder geconditioneerde omstandigheden. De resultaten van deze regenworm-bioassays kunnen met behulp van een populatiedynamisch model in populatie-effecten worden vertaald. Voor bodemorganismen is hiertoe het populatie-dynamische model PODYRAS ontwikkeld (Klok en de Roos, 1996). De regenwormis geselecteerd als modelsoort voor de bodemmacrofauna omdat deze in sterke matezware metalen accumuleert (Ma, 1982). Bovendien vormen regenwormen een grootdeel van de totale biomassa van de bodemmacrofauna en zijn ze voor veelorganismen (vogels en zoogdieren) een belangrijke voedselbron. Daarom zal aan dehand van metingen van de bioaccumulatie van verontreinigingen in regenwormen ende effecten op de populatiedynamiek van regenwormen een risicoanalyse uitgevoerdworden voor predatore vogels en zoogdieren. Hierin zullen de mogelijke effecten van


een door verontreinigingen verminderde voedselbeschikbaarheid alsmede de effectenvan doorvergiftiging bediscussieerd worden.

Samengevat zal de ecologische risicoanalyse van het toemaakdek worden gebaseerdop de volgende effectparameters:• Effecten op bodemmicro-organismen op basis van het fysiologisch profiel van de in

de bodem aanwezige gemeenschap van micro-organismen.• Effecten op bodemmacrofauna op basis van soortensamenstelling en dichtheden

van regenwormen in het veld.• Effecten op individuele groei en reproductie van de regenworm lumbricus rubellus

onder geconditioneerde omstandigheden gehouden in referentiegrond en intoemaakdekbodems met een variërende graad van verontreiniging.

• Populatiegroeisnelheid van regenwormen op basis van modelberekeningenuitgaande van individuele groei en reproductie gegevens zoals bepaald inbioassays.

• Feitelijke bioaccumulatie van verontreinigingen in regenwormen.• Effecten op vogels en zoogdieren op basis van voedselprofielen en doorvergiftiging

(berekend uit meting van bioaccumulatie van verontreinigingen in regenwormen.)

In de hierna volgende hoofdstukken zal allereerst ingegaan worden op de keuze vande onderzoekslocaties, de bemonstering van het materiaal en de concentraties in debodem (hoofdstuk 2). De daarop volgende hoofdstukken zullen achtereenvolgens deverschillende effectstudies beschrijven. Hoofdstuk 3 gaat in op de effecten vanverontreinigingen in toemaakdek op de microbiële gemeenschap. Het vierdehoofdstuk beschrijft de gevolgde methodiek en resultaten betreffende soorten-samenstelling en dichtheden van regenwormen in het veld. Hoofdstuk 5 beschrijft deeffecten op de individuele groei en reproductie zoals gemeten in bioassays en dedaaruit gemodelleerde populatiegroeisnelheid. In hoofdstuk 6 wordt de bio-accumulatie van verontreinigingen in wormen in het veld en in het bioassaybeschreven. In hoofdstuk 7 worden op basis van de verzamelde bioaccumulatiegegevens de effecten middels doorvergiftiging op vogels en zoogdieren bepaald. InHoofdstuk 8 zullen de verschillende resultaten geïntegreerd worden en zullen deecologische effecten van verontreinigingen in toemaakdekbodem bediscussieerdworden.


2 Onderzoekslocaties, bemonstering en bodemconcentraties

2.1 Inleiding

Het onderzoek naar de locatiespecifieke ecologische risico's van bodem-verontreinigingen is uitgevoerd in het reservaatsgebied Demmerik ten oosten vanVinkeveen. Het reservaat ligt in het toemaakdek gebied en is binnen de EcologischeHoofdstructuur (EHS) gelegen op de verbindingszone tussen de Vinkeveenseplassen en de Nieuwkoopse plassen. Demmerik heeft een belangrijke functie alsbroedgebied voor weidevogels. Het reservaatsgebied is eigendom van Staatsbos-beheer en wordt gebruikt voor extensieve beweiding met voornamelijk schapen. Hetreservaat is omringd door percelen in particulier eigendom met een van het reservaatafwijkend grondwaterbeheer. In het reservaat is het grondwaterpeil minder constanten hoger in de winter en lager in de zomer (mondelinge mededeling SBB). Debeschikbaarheid van verontreinigingen in deze twee gebieden is daarom mogelijkverschillend. Om de eventuele effecten van verschillend grondwaterbeheer vast tekunnen stellen, is in zowel het reservaatgebied als in het aangrenzende particulierbeheerde weidegebied onderzoek gedaan. In figuur 2.1 is de ligging van deonderzoeksgebieden aangegeven.

Voor een nadere selectie van onderzoekslocaties met een uiteenlopende graad vanverontreiniging is in de twee gebieden een inventariserend bodemonderzoekuitgevoerd. Hierbij zijn in het reservaatgebied drie en in het particulier beheerdgebied twee oost-west georiënteerde percelen met overeenkomende vegetatiegeselecteerd. Over de gehele lengte van de percelen zijn op een onderlinge afstandvan circa 200 m grondmonsters verzameld. Ieder monster bestond uit eenmengmonster van vier steken (met guts 0-20 cm onder de wortellaag) verspreid overde volle noord-zuid breedte (ca 15-50 m) van het perceel. De mengmonsters zijngeanalyseerd op lood als gidsmetaal voor de aanwezige verontreiniging. De gebruiktemethoden en de volledige analyse resultaten zijn opgenomen in bijlage 1. In figuur2.1 is de situering van de locaties en de daar aangetroffen loodconcentratieaangegeven. Uit deze op lood onderzochte locaties zijn vier locaties in hetreservaatgebied geselecteerd met een zo groot mogelijke en gelijkmatig verdeeldevariatie in loodconcentraties. Deze locaties worden verder aangeduid alsR(eserevaat)1, R2, R3 en R4. De loodconcentraties op deze locaties zijnrespectievelijk 599, 806, 1209, en 1428 mg kg-1 ds. In de particuliere percelen zijn drielocaties geselecteerd met uiteenlopende loodconcentraties die zoveel mogelijkovereenkomend zijn met de concentraties van de geselecteerde locaties in hetreservaatgebied. Deze locaties worden aangeduid als P(articulier)1, P2 en P3. Deloodconcentraties op deze locaties zijn respectievelijk 535, 830 en 1222 mg kg-1 ds.Ter vergelijking is in het veldonderzoek een referentielocatie (Vr= Veldreferentie)zonder toemaakdek opgenomen, waarin een loodconcentratie van 147 mg/kggemeten is (zie fig. 2.1).


2.2 Methoden

2.2.1 Monsternamen

Op acht geselecteerde locaties (vier in reservaatgebied, drie in particulier gebied, enéén in referentiegebied) zijn per locatie op de hoekpunten van een vierkant van ca. 4x 4 m, gelegen in het midden van de breedte van het perceel, vier kwadranten van50x50x20 cm (lxbxd) uitgegraven voor bepaling van de soortensamenstelling,

505

761

R28061041

101

941

1052988

530

106P1 535

834R1599

R31209

1147

469

866

683817

1059

1043

P283

806

R4 (1428)

P31221052

100m1500 m

Vr(147)

(723)

Figuur 2.1. Links: Detailkaart DeRonde Venen (uitsnede fig. 1.1) metdaarin aangegeven het door SBBbeheerde reservaatsgebied (geelgearceerd), het particuliere gebied(paars gearceerd) en hetreferentiegebied (groen gearceerd).Onder: luchtfoto van omkaderdonderzoeksgebied met daarinaangegeven de monsterlocaties en deaangetroffen loodconcentraties (mg/kgds). De locaties waar nader onderzoekuitgevoerd is zijn aangeven met


biomassa en de demografie (populatieopbouw) van regenwormen en de bio-accumulatie van verontreinigingen in deze organismen. Op elke locatie zijn langstwee zijden van ieder van de kwadranten met de guts monsters gestoken (0 tot 20 cmonder de wortellaag) ten behoeve van chemische analyses op zware metalen en PAK.De vier steken afkomstig van het noordelijk en zuidelijk kwadrant zijn gecombineerdtot één mengmonster en de vier steken afkomstig van het westelijk en oostelijkkwadrant zijn gecombineerd tot één mengmonster. Op twee hoekpunten van iedervan de kwadranten is bovendien van een diepte van 0 tot 10 cm onder de wortellaagca 500g grond verzameld voor de bepaling van het fysiologisch profiel van demicrobiële gemeenschap en een chemische analyse van zware metalen in deze grond.De grond uit het westelijke kwadrant van 50x50x20 cm is meegenomen naar hetlaboratorium en gebruikt voor de bioassays op groei en reproductie van deregenwormensoort Lumbricus rubellus. Van deze grond is eveneens de concentratiezware metalen in het poriewater bepaald. Figuur 2.2 geeft een overzicht van demonsternamen in het veld.

Figuur 2.2 Overzicht van monsternamen per onderzoekslocatie. Monsters van gelijke kleur zijn gecombineerd totéén mengmonster

2.2.2 Bodemanalyses

Van ieder grondmonster is het droge stof-, organisch stof- en lutumgehalte, de pHH2O

en pHKCL, en de concentraties zware metalen en PAK bepaald. Drogestofgehalte isbepaald door de grond te drogen bij 105°C. Het drogestofgehalte is uitgedrukt t.o.v.de natte grond. Het organischestofgehalte is bepaald door de grond te gloeien bij550°C. Het organischestofgehalte is uitgedrukt t.o.v. de droge grond. Het lutum-gehalte is bepaald middels zeven van de grond met een zeef met maaswijdte van 2µm. De pHH2O is bepaald door de grond in de verhouding 1:5 te schudden met H2Oen vervolgens in de bezinkende oplossing de pH te meten. De pHKCL is bepaald door


de grond in de verhouding 1:5 te schudden met 1M KCl en vervolgens in debezinkende oplossing de pH te meten.

Grond ten behoeve van PAK analyses is in het veld gestoken met een guts enverpakt in glazen potten. Grond ten behoeve van analyse van zware metalen isverpakt in plastic zakken. Naast analyses van ongestoorde grond uit het veld zijn ookanalyses uitgevoerd van de grond voor de bioassays. Deze grond, verzameld uit hetwestelijk kwadrant van 50x50x20 cm, is in grote lichtdichte plastic zakken naar hetlaboratorium vervoerd en aldaar gezeefd (zeef 5 mm) en gehomogeniseerd. Van hetgehomogeniseerde materiaal is één monster genomen voor de analyse van PAK enéén monster voor de analyse van zware metalen. Voor de PAK analyse is ongeveer20 gr veldvochtige grond geschud met 200 ml aceton, vervolgens is 100 mlpetroleumether (PE) toegevoegd en nogmaals geschud. Deze suspensie is over eenvouwfilter gefiltreerd en overgebracht in een schei-trechter. De aceton is uitgeschudd.m.v. water. Het PE extract is gedroogd m.b.v. NaSO4. Het extract is gefiltreerd eningedampt tot ongeveer 10 ml. Vervolgens is acetonitril toegevoegd en is de PEverdampt met stikstofgas. De PAK concentratie in het extract is gemeten met HPLC.Voor analyse van zware metalen is de grond behandeld met koningswater (HCl enHNO3) bij 165°C. Het destruaat is gemeten m.b.v. ICP-AES.

2.3 Resultaten

2.3.1 Bodemeigenschappen

Het drogestofgehalte van de verzamelde toemaakdekgrond varieert van 37 tot 63%.Het organischestofgehalte varieert van 33 tot 45%. De gemiddelde lutumfractie(korrelgrootte <2µm) varieert van 8 tot 24 %. De toemaakdekgrond is overwegendzwak zuur met een pHH2O variërend van 5.6 tot 6.3 (5.1 < pHKCl < 5.6). Eenoverzicht van de meetresultaten is opgenomen in de bijlagen (§9.2). In tabel 2.1 zijnde gemiddelden per locatie weergegeven.

De bodemeigenschappen van het materiaal dat gebruikt is voor de bioassays zijnapart bepaald omdat deze mogelijk door de voorbehandeling (5 mm zeef) afwijkenvan de aan de veldmonsters bepaalde eigenschappen. Uit een vergelijking met deresultaten van de analyses van de veldbodems (tabel 2.1) blijkt dat de bodem-parameters voor de bioassay gronden in dezelfde range liggen als voor de veldlocatiesgemeten.


Tabel 2.1 Bodemeigenschappen van onderzoekslocaties zoals gemeten aan grond uit veld en aan grond voorbewerktvoor bioassays. Weergegeven zijn de gemiddelden en de standaarddeviaties

R1 R2 R3 R4 P1 P2 P3 VrefDS% veld 41,9±6,9 54,9±1,4 56,4±4,5 50,7±2,5 57,1±4,9 47,2±6,1 47,9±2,1 55,7±2,6

bioassay 46,9 58,6 60,1 44,9 61,1 46,1 48,1 54,6OS% veld - - 40,5(1,1) - 38,6(1,2) 44,2(0,6) 40,7(1,1) 33,9(1,1)

bioassay 43,8 39,6 42,8 47,6 40,3 47,2 45,1 33,9Lutum veld - - 14,1(4,7) - 18,9(4,8) 10,2(2,0) 10,9(0,5) 41,5(6,7)

bioassay 7,1 15,7 7,1 6,3 25,8 8,7 7,5 36,1pH(KCl) veld - - 5,4(0,2) - 5,1(0,0) 5,35(0,05) 5,25(0,05) 4,95(0,25)

bioassay 7,0 4,8 4,9 5,4 4,9 5,3 5,2 5,1pH (H2O) veld - - 6,05(0,25) - 5,75(0,15) 6,1(0,1) 6,0(0,1) 5,7(0,2)

bioassay 7,3 5,5 5,6 5,8 5,5 5,8 6,1 5,7

2.3.2 Zware metalen en PAK

2.3.2.1 Veldconcentraties

De concentraties zware metalen en PAK in de bodem zoals gemeten op deverschillende onderzoekslocaties vertonen een sterke variabiliteit. Ook binnen deverschillende onderzoekslocaties van ca. 4 x 4 m zijn sterk uiteenlopende concen-traties gemeten. Een volledig overzicht van de concentratiegegevens is weergegevenin bijlage 2. Figuur 2.3 geeft voor de belangrijkste verontreinigingen de gemiddeldaangetroffen concentraties. Op alle locaties is lood in de hoogste concentratieaanwezig en neemt toe in de volgorde P2 (181±59 mg kg-1 ds) < R1 < P3 < R3 <Vref < R2 < R4 < P1 (1126±108 mg kg-1 ds). Deze volgorde wijkt af van de initiëlerangschikking op basis van eerdere analyses waarin Vref < R1~P1 < R2~P2 <R3~P3 < R4 (zie §2.1). Deze resultaten duiden op een zeer grote heterogeniteit vanlood in de bodem, waarbij een tweede monstername op dezelfde locatie binnen eenafstand van enkele meters van de vorige monstername sterk afwijkende concentratieslaten zien.

De gemiddelde Σ10 PAKVROM concentraties op de veldlocaties varieert van 3.0 mgkg-1 ds (R2) tot 17.5 mg kg-1 ds (R1). ΣPAK concentraties zijn aan geen van de zwaremetalen gerelateerd.


0

200

400

600

800

1000

1200

1400

vr r1 r2 r3 r4 p1 p2 p3

onderzoekslocatie

mg

/kg

ds

Cd x100 Cu Pb Zn PAK x10

Figuur 2.3 Concentraties van cadmium (Cd), koper (Cu), lood (Pb) en zink (Zn) in de bodem (0-10 cm onderwortellaag) op de onderzoekslocaties in het reservaatgebied (R1 - R4), het particulier gebied (P1 - P3) en eenreferentie locatie buiten het toemaakdekgebied (Vr). Weergegeven zijn de gemiddelden en de standaard deviaties(n=4)

Wanneer de onderlinge relaties tussen de bodemverontreinigingen en debodemeigenschappen beschouwd worden, blijkt dat de zware metalen Cu, Pb en Znniet sterk gecorreleerd zijn aan het organischestofgehalte of de pH van de bodem(r2<0.5). In de bovengrond (0-10 cm analyses RIVM) zijn de zware metalen Cu, Pben Zn onderling sterk gecorreleerd. Cd staat hier enigszins los van en correleert nietzo sterk met deze metalen. Uit de analyses van de grond 0-20 cm (analyses Blgg)komt dit beeld minder sterk naar voren. In beide gevallen laat Cd echter een hogerecorrelatie zien met het organischestofgehalte dan de overige metalen (zie tabel 2.2).

Tabel 2.2 Correlaties tussen de verschillende verontreinigingen en bodemeigenschappen (links op basis van analyses0-10 cm RIVM; rechts op basis van ALTERRA data 0-20 cm)

Cd Cu Pb Zn OS pHCd 1 0,222 0,446 0,582 0,499 -0,182Cu 0,217 1 0,843 0,551 0,003 -0,192Pb 0,396 0,844 1 0,758 0,041 -0,237Zn 0,490 0,616 0,831 1 0,128 -0,089OS 0,414 -0,043 -0,122 -0,009 1 0,026pH -0,176 -0,391 -0,428 -0,132 0,035 1

2.3.2.2 Concentraties in grond voor Bioassays

De grond die gebruikt is voor de bioassays is geanalyseerd op zware metalen in gronden in poriewater, en op PAK in grond. Een volledig overzicht van de gebruiktemethoden en de analyse resultaten is gegeven in bijlage 3. De loodconcentraties in degrond die gebruikt is voor de bioassays (grond uit westelijk kwadrant van iederelocatie (zie fig. 2.2) weerspiegelen wel de oorspronkelijk aangebrachte rangschikkingen nam toe in de volgorde van Vref (120 mg kg-1 ds) < R1 (290 mg kg-1 ds)<P1 < R2< P2 < R4 < P3 (950 mg kg-1 ds) (zie fig. 2.4).

De concentraties in poriewater staan niet in een vaste verhouding tot deconcentraties in de grond. Lood is in geen van de poriewatermonsters detecteerbaar,


maar wanneer de gronden gesorteerd worden op Cd concentratie (Cd is significantgerelateerd aan Pb concentratie in grond) blijken de poriewaterconcentraties toe tenemen in de volgorde Vref < R1 < R3 < P1 < R4 < P3 < R2 < P2. Deze volgordewijkt af van de eerder aangebrachte volgorde op basis van de Pb concentraties in degrond. Lineaire regressie laat echter wel een significante (p<0.05) relatie zien tussende Cd concentraties in het poriewater en de concentraties in de grond: [Cd PW] =0.066 + 1.777 [Cd grond] (R2=46%). De overige metalen vertonen geen verband metde bodemconcentraties. In fig. 2.5 is een overzicht van de poriewaterconcentraties inde verschillende gronden gegeven.

1700

0

250

500

750

1000

lr vr r1 r2 r3 r4 p1 p2 p3

onderzoekslocatie

mg/

kg d

s

Hgx10 As Cr Ni Cdx10 Cu Pb Zn PAKx10

Figuur 2.4 Concentraties zware metalen en PAK (Σ10 PAK VROM) in grond voor bioassays

0

500

1000

1500

2000

2500

lr vr r1 r2 r3 r4 p1 p2 p3

onderzoekslocatie

mg/

kg d

s

Cdx100 Crx100 Cu Ni x10 Zn

Figuur 2.5 Concentraties zware metalen in poriewater van bioassaygrond (concentraties As, Hg, Pb, en PAKbeneden detectielimiet)

Uit lineaire regressie analyse blijkt dat in grond de concentraties van As, Cd, Hg enZn significant gerelateerd zijn aan de loodconcentraties. Cr, Cu en Ni zijn niet aanlood gerelateerd. Σ10PAK is aan geen van de metalen gerelateerd (zie tabel 2.3).


Tabel 2.3 Relatie tussen lood als gidsmetaal en de overige verontreinigingenrelatie met Pb r2 (%) p

As 9,87+0,01*[Pb] 50 0,03Cd 0,45+0,0012*[Pb] 88 0,0002Cr ns ns 0,9Cu -149+0,84*[Pb] 31 0,12Hg -25+0,0047*[Pb] 68 0,007Ni ns ns 0,6Zn 125+0,405*[Pb] 64 0,01Σ10PAK ns ns 0,8n.b. ns = niet significant.

Uit de gezamenlijke analyseresultaten blijkt dat door de variabiliteit in deconcentraties de verschillende gronden die voor de bioassays gebruikt zijn nieteenduidig geclassificeerd kunnen worden op basis van potentiële toxiciteit. Eventuelerelaties tussen gemeten effecten en toxische stoffen zullen daarom onderzochtworden met behulp van multipele regressie analyse.


3 Effecten van zware metalen op microbiële gemeenschappenin toemaakdek

3.1 Inleiding

Onttrokken aan het blote oog vormen bodemorganismen, zoals micro-organismennematoden, protozoën, wormen en mijten het fundament voor vele terrestrischeecosystemen. Bodembacteriën en schimmels nemen verreweg het grootste deel vande totale biomassa in de bodem voor hun rekening (Bloem et al., 1994). Microbiëleactiviteit is essentieel voor het functioneren van stofkringlopen en micro-organismenstaan aan de basis van alle voedselpiramides (Domsch, 1977; Bloem et al., 1997).Micro-organismen leven in hecht contact met hun omgeving en reageren daaromgevoelig en snel op veranderingen, bijvoorbeeld als gevolg van de aanwezigheid vancontaminanten. Micro-organismen zijn gevoelig voor zware metalen (Giller et al.,1998), en de microbiële gemeenschap is een geschikte onderzoeksparameter tenbehoeve van een locatiespecifieke ecologische risicobeoordeling (Rutgers et al.,1998).

Microbiële gemeenschappen in grond kunnen bestudeerd worden op het voorkomenvan veranderingen die in verband gebracht kunnen worden met de aanwezigheid vanzware metalen. Aan de hand van omzettingen van specifieke substraten doorgeëxtraheerde bodembacteriën kunnen fysiologische profielen van de microbiëlelevensgemeenschappen gemaakt worden (Garland, 1997; Rutgers et al., 1998; Breureet al., 1997). Het is de vraag of het fysiologisch profiel van microbiëlelevensgemeenschappen in toemaakdek beïnvloed is door de aanwezigheid vanverontreinigingen. .

3.2 Materiaal en methoden

Microbiële gemeenschappen in monsters uit Toemaakdek van de gemeente DeRonde Venen zijn bestudeerd op het voorkomen van veranderingen die in verbandkunnen worden gebracht met de aanwezigheid van zware metalen. Hiervoor zijnfysiologische profielen van extracten met bodembacteriën gemaakt met behulp vanmulti-well platen van de firma Biolog (Garland, 1997; Rutgers et al., 1998; Breure etal., 1997). Deze platen bevatten een voor micro-organismen geschikt medium, eenkleurindicator voor metabolische activiteit, en per well een specifiek kool-stofsubstraat. Het verkleuringspatroon in de Biolog-plaat is specifiek voor demicrobiële gemeenschap en wordt fysiologische profiel genoemd.

In totaal zijn 28 monsters verzameld op de diverse onderzoeklocaties in hettoemaakdekgebied (reservaatgebied en particulier weidegebied; zie hoofdstuk 2). 15monsters zijn daaruit geselecteerd met een variërende graad van verontreiniging Degrondmonsters zijn gezeefd, gehomogeniseerd, en op WHC 50% gebracht, en


vervolgens gedurende acht weken bij 10°C in het donker geïncubeerd. Bacteriënwerden van de bodemdeeltjes losgemaakt door 25 gram grond in 250 ml steriele 10mM BIS-TRIS buffer (pH 7) te suspenderen en de slurrie gedurende 1 minuut op volvermogen te blenderen in een Braun Blender . De bovenstaande vloeistof werdvervolgens gedurende 5 minuten gecentrifugeerd bij 500 g om de grove deeltjes neerte laten slaan. Het supernatant werd gebruikt voor telling van het aantal kolonievormende eenheden en voor het enten van de Biolog-platen (Breure et al., 1997).

Het aantal kolonievormende eenheden werd bepaald door verdunningen van desupernatanten uit te platen op 0,1 trypton-soja-agar zoals beschreven is door (Smit etal., 1997). Het aantal kolonies werd geteld na 8 dagen incuberen bij 25°.

Verdunningen van de supernatanten werden tevens in Biolog platen (ECO-platenmet 3 sets van 31 substraten en een controle) gepipetteerd en vervolgens geïncubeerdbij 20°C in het donker. De kleurontwikkeling in elke afzonderlijke well in elke plaatwerd gevolgd door 2 maal daags gedurende 8 dagen de absorptie bij 590 nm temeten. Een toename van de absorptie geeft aan dat het substraat wordt omgezet . Dekleurontwikkeling werd gebruikt om een aantal substraatomzettingsparameters teberekenen, nl. de maximale kleurontwikkeling (Ymax), de maximale kleuront-wikkelingssnelheid (Vmax), en de totale hoeveelheid omgezet product (oppervlakteonder de curve; OOC). Deze parameters werden verwerkt tot een maat voor derelatieve abundantie (frequentie van voorkomen) ten opzichte van de gemiddeldeabundantie voor alle substraatomzettingen volgens de procedure die beschreven is inBreure et al. (1997). De verzameling van relatieve abundanties is het fysiologischprofiel van de betreffende microbiële gemeenschap. De functionele profielen van deverschillende monsters zijn vervolgens m.b.v. multivariate technieken (principalecomponenten analyse: PCA, en redundantieanalyse: RDA) geanalyseerd opverschillen tussen locaties en de statistische verbanden met de onderliggendeverklarende factoren, zoals bodemeigenschappen en verontreinigende stoffen.Hierbij is gebruik gemaakt van het programma CANOCO (Ter Braak en Smilauer,1998).

3.3 Resultaten

De microbiële diversiteit (abundantie van microbiële functies) in de toemaak-dekmonsters is bepaald in multiwell platen van Biolog. In deze platen zijn 31verschillende omzettingsreacties gemeten. Van iedere reactie zijn drie variabelengemeten (Ymax, Vmax, en OOC) waardoor in totaal 93 microbiologische variabelenbeschikbaar zijn. Het resultaat levert het fysiologisch profiel van de uit de bodemgeëxtraheerde microbiële levensgemeenschap. Figuur. 3.1 toont een dergelijk profielvan een levensgemeenschap .


Uit de PCA blijkt dat 37% van de variatie in de fysiologische profielen door de eerstetwee principale componenten verklaard wordt en dat de locatie R4 het meest afwijktvan de andere locaties (zie fig. 3.2A). De cadmiumconcentratie verklaart vermoedelijkveel variatie omdat deze het sterkst correleert met de eerste ordinatie as. Koperdaarentegen zal vermoedelijk weinig variatie verklaren (korte vector langs de tweedeordinatie as; fig. 3.2A).

Om de rol van verontreinigingen in de divergentie van de fysiologische profielen tetoetsen is een directe gradiënt analyse uitgevoerd (RDA), waarbij de assen van deordinatiegrafiek uit een lineaire combinatie van genormaliseerde metaalconcentratiesen andere abiotische factoren gevormd worden. Wanneer bij deze bewerking eencombinatie van twee sturende metalen (Cd en Pb of Cd en Zn; notabene deconcentraties Pb en Zn zijn sterk aan elkaar gecorreleerd) als verklarende factorenmeegenomen worden, bedraagt de verklaarde variantie 24%, respectievelijk 23% (fig.3.2B). Toevoeging van het organischestofgehalte, de pH en Cu als verklarendefactoren aan het model vergroten de verklaarde variantie slechts met maximaal 4%.Uit de RDA blijkt dat de vier locaties duidelijk verschillende fysiologische profielenvertonen en dat de afwijkende positionering van locatie R4 met name samenhangtmet een hoog Cd gehalte. De verschillende positionering van de locaties P1, P2 enR1 in fig. 3B wordt vooral veroorzaakt door verschillen in Pb of Zn concentraties(afnemend in de volgorde P1>R1>P2).

-2

-1

0

1

2

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31

substraat in Biolog plaat

LO

G (

rela

tiev

e ab

un

dan

tie)

Figuur 3.1 Voorbeeld van een fysiologisch profiel van een bacteriegemeenschap uit toemaakdekbodem (locatie P1;zie hoofdstuk 2 voor codes).(0 = controle, 1 –31 = Ymax van de betreffende omzettingsreactie)


Cd

Pb

P1

R4

P2

R1

Figuur 3.2 Ordinatiegrafiek van een principale componenten analyse (PCA) (A) en van een redundantie analyse(RDA) (B) van de fysiologische profielen van microbiële gemeenschappen uit toemaakdekmonsters. De richtingwaarin de diverse zware metalen statistische samenhang hebben met de situering van een fysiologisch profiel isweergeven met pijlen. Des te langer de pijl, des te sterker de relatie. De locaties zijn aangegeven met gekleurdeellipsen zonder mathematische betekenis. Cadmium verklaart relatief veel variatie, koper, pH enorganischestofgehalte verklaren relatief weinig variatie in de fysiologische profielen. De lood- en zinkconcentratie zijnsterk aan elkaar gecorreleerd en verklaren ongeveer evenveel variatie in de fysiologische profielen

3.4 Discussie en Conclusie

De concentraties van cadmium, lood en zink verklaren voor een belangrijk deel devariatie in de functionele profielen van de microbiële gemeenschap. De concentratiekoper, het percentage organisch koolstof en de pH verklaren minder variatie in deprofielen. Deze statistische analyse maakt aannemelijk dat de concentraties van zwaremetalen in Toemaakdek correleren met veranderde eigenschappen op het niveau vande microbiële gemeenschap. Een mogelijke verklaring voor het effect van cadmiumkan gezocht worden in de mate van bemesting in het verleden (momenteel wordtgeen kunstmest meer gebruikt in het SBB reservaatsgebied), omdat in kunstmestcadmium als verontreiniging aanwezig is. Wanneer de cadmiumconcentratie intoemaakdekmonsters gecorreleerd is aan het kunstmestgebruik, valt te verwachten


dat de microbiële gemeenschap als gevolg van deze bemesting direct of indirectbeïnvloed is en daardoor correleert aan de cadmiumconcentratie1. Overigens zou hetkunnen zijn dat de waargenomen (minder significante) effecten van de andere zwaremetalen met andere, niet gemeten, parameters in verband staan, zoals specifiekebestanddelen van toemaakdek.

Uit de resultaten kan geconcludeerd worden dat veranderingen in de functioneleprofielen van in de bodem aanwezige micro-organismen significant gerelateerd te zijnaan de concentraties van met name cadmium, en daarnaast lood en zink. Deecologische gevolgen van een dergelijke verandering voor natuurlijke stofkringlopenen indirect voor andere levensgemeenschappen in de bodem (bijvoorbeeld aaltjes enwormen) zijn echter nog niet bekend.

1 Teneinde een oorzakelijk verband aan te tonen tussen een verontreiniging en de microbiële

gemeenschap dient er een zogenaamd PICT-experiment (PICT = pollution-induced communitytolerance) uitgevoerd te worden (Millward en Grant, 1995; Posthuma et al., 1999; Rutgers et al.,1998). Eerder is aangetoond dat PICT gecorreleerd is aan veranderingen in de fysiologischeprofielen van de microbiële gemeenschap (Kelly en Tate, 1998). Met in het toemaakdekgebiedverzameld materiaal werd een PICT-experiment ingezet maar het experiment mislukte doordatlood neersloeg met het in de Biolog-platen aanwezige fosfaat en bij hoge loodconcentraties hetmedium te zout werd voor de micro-organismen. Op dit moment wordt gewerkt aan eenaanpassing van de procedure die beschreven is door Rutgers et al. (1998), door blootstelling aanlood niet in de Biolog plaat te effectueren, maar vooraf, gedurende een zogenaamde ‘exposurefase”, waardoor precipitatie van loodzouten voorkomen wordt.


4 Effecten op bodemmacrofauna: soortensamenstelling endichtheden van regenwormen in het veld.

4.1 Inleiding

Binnen het gebied dat bestemd is als verbindingszone tussen de twee natuurkernenNieuwkoopse plassen en Botshol is op zeven locaties met uiteenlopende concen-traties bodemverontreinigingen gekeken naar de soortensamenstelling, biomassa endemografie (populatieopbouw) van regenwormen als representant van belangrijkebodemmacrofauna soorten. In hoofdstuk 2 zijn de monsterlocaties en de daarvoorkomende bodemeigenschappen en concentraties bodemverontreinigingenbeschreven.

Op de diverse veldlocaties is de samenstelling en de dichtheid van deregenwormenpopulatie vastgesteld. Blootstelling aan zware metalen en/of PAKleiden mogelijk tot een verschuiving in de soortensamenstelling en tot een afnamevan de dichtheden. Daarnaast is de mate van bioaccumulatie van zware metalen enPAK in de belangrijkste soorten bepaald als maat voor de beschikbaarheid van de inde bodem aanwezige verontreinigingen.

4.2 Methoden

Per onderzoekslocatie zijn vier kwadranten (zie hoofdstuk 2) van 50 x 50 cm tot opeen diepte van 20 cm uitgeschept en onderzocht op de aanwezigheid vanregenwormen. De wormen zijn gedetermineerd tot op soortsnivo en levensstadium(juveniel, subadult, adult), gewogen en ingevroren (-20°C) voor latere analyse vanzware metalen en PAK (zie hoofdstuk 6).

Verschillen tussen de locaties aangaande aantallen, biomassa en aanwezigelevensstadia van de diverse soorten zijn getoetst met behulp van one-way ANOVA(Statgraphics plus). De invloed van de verschillende bodemeigenschappen enbodemverontreinigingen op aantal, biomassa en levensstadium zijn geanalyseerdmiddels een principale componenten analyse (PCA), gebruik makend van hetprogramma CANOCO. Het effect van de individuele- of simpele combinaties vanstoffen is getest middels multipele regressie analyse (Statgraphics plus).

4.3 Resultaten

4.3.1 Soortensamenstelling regenwormen

De soortensamenstelling van regenwormen verschilt niet opmerkelijk tussen delocaties (zie Tabel 4.1). Vooral de epigeïsche (in de bovenlaag van de bodem levende)


soorten Allobophora chlorica, Aporrectodea caliginosa caliginosa en Lumbricus rubellus zijngoed vertegenwoordigd. Vanwege de hoge grondwaterstanden in veengebieden valtte verwachten dat vooral deze soorten aanwezig zijn. Endogeïsche (in diepere lagenlevende soorten zoals Lumbricus terrestris) zullen vanwege de hoge grondwaterstandenzelden in veengronden voorkomen. Verschillen in soortensamenstelling tussen delocaties doen zich vooral voor in die soorten die slechts in lage dichtheden zijngevonden: Allobophora longa, Aporrectodea rosea, Dendrobaena rubia, Lumbricus castaneus enOctolasiun tyrtaeum.

Tabel 4 Soorten samenstelling en aantallen regenwormen op veldlocatiesSpecies P1 P3 P4 S1 S2 S3 S4

Allobophora chlorica h n h n n n i

longa ⋅

Aporrectodea caliginosa caliginosa i n n i n n i

caliginosa tuberculata ⋅ ⋅ h

rosea ⋅ ⋅ ⋅

spp (m.n. juvenielen) h i i ⋅ n n h

Dendrobaena rubida ⋅

Lumbricus castaneus ⋅

rubellus i h i i i i i

spp (m.n. juvenielen) i i n n n i nOctolasion tyrtaeum h i i i ⋅ ⋅

Per locatie is gesommeerd over het aantal aanwezige regenwormen in vier kwadranten per locatie

(totaal 1 m2; 0-20 cm diepte). Verklaring van de tekens:: ⋅ 1-5, i6-10, h11-20, n21-40,

n>40.

4.3.2 Aantallen en Biomassa

Wanneer de aantallen regenwormen (totaal over alle soorten) op de verschillendelocaties beschouwd worden, blijkt dat de dichtheden in het reservaatgebied hoger zijndan die in de privaat beheerde gronden (zie fig. 4.1). De gemiddelde dichtheid per m2

(uitgegraven tot 20 cm diepte) is 105±28 in het particulier weidegebied en 158±61 inhet reservaatsgebied. In beide gebieden waren de dichtheden lager dan in hetreferentiegebied buiten het toemaakdekgebied (Vr). Wanneer de totale biomassa aanregenwormen beschouwd wordt is alleen locatie R2 afwijkend en significant (p<0.05)hoger dan R3, P1 en P3.


0

200

400

600

800

Vr R1 R2 R3 R4 P1 P2 P3

onderzoekslocatie

aantal (n/m2)

biomassa (g/m2)

B

A

b

a

BB

200

0

50

100

150

Baant

al (

n/m

2)

biom

assa

(g/

m2)

Figuur 4.1 Aantal en biomassa regenwormen op de onderzochte locaties (gemiddelden ± standaarddeviatie over de4 kwadranten). Alle locaties zijn zowel op basis van aantal als op basis van gewicht significant verschillend van dereferentielocatie (Vr). Betreffende de aantallen is de locatie gemarkeerd b significant verschillend van de locatiegemarkeerd a. Betreffende de biomassa zijn de locaties gemarkeerd met B significant verschillend van de locatiegemarkeerd A

Met behulp van multipele regressie analyse is onderzocht of de verschillen indichtheid en biomassa op de bemonsterde locaties te verklaren zijn door deaanwezigheid van verontreinigingen of door de locale bodemfactoren. Uit dezeanalyse is geen significante relatie gebleken tussen de totale aantallen of biomassa eneen van de verklarende variabelen (zware metalen, PAK en/of bodem-eigenschappen). Geen van de individuele bodemfactoren verklaarde meer dan 3% (R2

≤ 0.03) van de variatie in de totale biomassa van regenwormen. Ook is geen relatiewaargenomen tussen de concentraties zware metalen in het poriewater en deaanwezige biomassa van regenwormen. Uit eerder onderzoek (Ma, 1982) is geblekendat wormen het meest gevoelig zijn voor koper. Ter illustratie is in fig. 4.2 de relatieweergegeven tussen de koperconcentratie in de bodem of in het poriewater en detotale biomassa aan regenwormen.


y = 0.005x + 7.763R

2 = 0.032

02468

101214

50 100 150 200 250 300

Cu in bodem (mg/kg ds)

Tot

ale

biom

assa

(g)

y = 0.001x + 8.284R2 = 0.002

02468

101214

50 150 250 350 450Cu in poriewater (mg/kg ds)

Tot

ale

biom

assa

(g)

Figuur 4.2 Relatie tussen Cu concentratie in de bodem (boven) of in het poriewater (onder) en de totale biomassaaan regenwormen op de bemonsterde locaties

4.3.3 Populatieopbouw

Zowel uit de soortensamenstelling van regenwormen als de dichtheid en biomassaaan regenwormen zijn geen duidelijke relaties met de in de bodem aanwezigeverontreinigingen te leggen. Effecten zoals remming van individuele groei enreproductie hoeven zich echter niet te uiten in de totale aantallen en biomassa. Onderveldomstandigheden staat de populatie in interactie met zijn biotische omgeving.Hierdoor kan bijvoorbeeld een afname in aantal gecompenseerd worden doorimmigratie vanuit de omgeving. De opbouw van de populatie kan inzicht geven in demate waarin op de locaties reproductie plaatsvindt, en zegt iets over deontwikkelingstoestand van de populatie. Zo zal een populatie opbouw met enkeladulte regenwormen kunnen wijzen op een recente immigratie. Het aandeel vanjuvenielen op de totale populatie op toemaakdeklocaties varieert van 24 tot 62%(vergelijk referentie buiten toemaakdekgebied: 84%). Het aandeel subadulten varieertvan 2 tot 29 % (referentie 30%). Adulten variëren van 18 tot 67% (referentie 29%)(zie figuur 4.3.).


0%

20%

40%

60%

80%

100%

Vr R1 R2 R3 R4 P 1 P 2 P 3

juveniel sub-adult adult

Figuur 4.3 Opbouw regenwormenpopulatie (% van totaalaantal) per onderzoekslocatie

Uit figuur 4.3. blijkt dat op de twee privaat beheerde locaties P1 en P2 relatief hogepercentages adulte wormen aanwezig zijn. Dit geldt niet voor locatie P3 die watopbouw van de populatie niet afwijkt van de Staatsbosbeheer gronden. Het laagstepercentage adulten is gevonden op locatie R4.

Om de invloed van de verklarende variabelen op de populatie opbouw teonderzoeken is een principale componenten analyse uitgevoerd met CANOCO (ziefiguur 4.4). Uit deze analyse blijkt dat van de zware metalen Cd de belangrijksteverklarende variabele is. De zware metalen; koper, lood, zink en cadmiumbeïnvloeden met name het percentage adulten negatief. Het is onduidelijk of dezeverschuiving in levensstadia een direct gevolg is van de verontreinigingen, of datcovariabelen, zoals de tijd waarop rekolonisatie van het gebied (bijv. na nattewinterperiode) plaats heeft gevonden, hier een rol spelen. Het individuele effect vande verschillende zware metalen op de populatiesamenstelling is onderzocht middelslineaire regressie analyse. Hieruit blijkt dat Cd een significant (p=0.002) effect op hetpercentage adulten of subadulten heeft en de gevonden variatie voor respectievelijk30% en 33% verklaart (r2=0.309; r2=0.376) (zie figuur 4.4).

CdZnPbCu

G% subadult

G% juveniel

G% adult

Figuur 4.4 PCA populatieopbouw (in gewicht %) in relatie tot concentraties zware metalen in de bodem


y = -18.93x + 92.90R2 = 0.48

0

20

40

60

80

100

0 1 2 3 4Cd in bodem (mg/kg ds)

gew

icht

sper

cent

age

adul

ten

(%)

y = 10.38x - 0.19R2 = 0.47

05

10152025303540

0 1 2 3 4Cd in bodem (mg/kg ds)

gew

icht

sper

cent

age

suba

dulte

n (%

)

Figuur 4.5 Percentage adulten (A) en sub-adulten (in de populatie op basis van gewicht) in relatie tot de Cdconcentratie in de bodem

4.4 Discussie

De veldinventarisatie laat zien dat de soortensamenstelling, aantallen, biomassa enpopulatieopbouw van regenwormen sterk verschilt tussen de bemonsterde locaties.Deze verschillen zijn, behoudens één uitzondering, niet te verklaren door de op delocaties aanwezige verontreinigingen. De uitzondering is dat veranderingen in depopulatie opbouw gerelateerd zijn aan de Cd concentratie.. Met een toenemende Cdconcentratie in de bodem, neemt het percentage subadulten in de populatie toe. Dezeverschuiving in populatiesamenstelling blijkt ook uit populatiedynamische studiesnaar de effecten van Cu op regenwormen (Klok et al., 1997). Doordat de groei vanindividuele regenwormen wordt geremd duurt het langer voordat de regenwormenhet adulte stadium bereiken en verblijven ze een groter deel van hun leven in hetsubadulte stadium. Hierdoor verschuift de populatie opbouw naar meer wormen inhet subadulte stadium. De totale biomassa blijft overigens gelijk. Als de groei doorverontreinigingen zo sterk geremd wordt dat de individuen het adulte stadium nietmeer bereiken, en er geen reproductie meer optreedt, sterft de populatie uit (Klok ende Roos, 1996). Een oorzakelijke relatie tussen Cd concentraties en populatieopbouwis in het toemaakdekgebied echter niet aangetoond. In het veld zijn diverseomstandigheden (o.a. hoge grondwaterstand in de winter) van invloed op depopulatieopbouw. Deze factoren zijn in het huidige onderzoek niet in beschouwinggenomen.


5 Effecten op populatiegroeisnelheid van regenwormen opbasis van groei en reproductie bioassays

5.1 Inleiding

Sleutelsoorten zoals de regenworm spelen een belangrijke rol in bodemprocessen envoedselketens. Ze staan op het menu van vele doelsoorten zoals de grutto en de das.De dichtheid van regenwormen en hun populatiedynamiek bepalen de mate waarinbodemprocessen vervuld worden en de doelsoorten kunnen overleven. Daarom isinzicht in de effecten van verontreinigingen op populatiedynamiek van sleutelsoortenvan belang.

Effecten van verontreiniging op in het veld levende populaties zijn niet eenvoudig teinterpreteren. Onder veldomstandigheden zijn er veel factoren die de populatiekunnen beïnvloeden. Zo kan bijvoorbeeld verhoogde sterfte bij regenwormen eengevolg zijn van een combinatie van droogte en verontreiniging. Om de complexheidvan de veldsituatie te vermijden en de effecten van verontreinigingen vast te kunnenstellen worden bioassays uitgevoerd onder geconditioneerde laboratorium omstan-digheden. Door bioassays uit te voeren op groei en reproductie van regenwormen,met grond van de locaties, en de effecten vervolgens met een populatiedynamischmodel door te vertalen naar het populatie niveau kunnen de storende effecten vanvariatie in abiotische omstandigheden, migratie en predatie worden verkleind.

In het reservaatsgebied Demmerik is op zeven locaties grond verzameld voorbioassays op reproductie en groei. De in dit gebied gekozen monsterlocatiescorresponderen met de locaties waar bodemmonsters zijn genomen om deconcentraties aan zware metalen en PAK te bepalen (zie fig. 2.2).

Met de verzamelde gronden zijn bioassays uitgevoerd met de regenwormensoortLumbricus rubellus, een in de gronden van het toemaakdek veelvuldig voorkomendesoort (zie ook veldinventarisatie Hoofdstuk 4). In de bioassays zijn de wormenonderzocht op reproductievermogen (coconproductie) en groei onder gecondi-tioneerde omstandigheden. Naast de te toetsen variabelen (vervuilde bodem,bodemfactoren) worden de andere omstandigheden constant gehouden. Predatie,variatie van de verontreinigingen in de ruimte en variatie in de abiotischeomstandigheden (o.a. droogte) zijn uitgesloten. De resultaten van de bioassayskunnen worden vertaald naar effecten op de populatie m.b.v. een populatie-dynamisch model.



5.2.1 Grondbehandeling en bodemanalyses

De op de locaties verzamelde grondmonsters (uit het westelijke kwadrant 50x50x20cm; zie §2.2.1) zijn gezeefd (5mm zeef), gehomogeniseerd en bevochtigd tot actueleveldcapaciteit (water toegevoegd totdat de grond een slurrie wordt). Van iederebewerkte grondvoorraad is een monster genomen en geanalyseerd op fysischebodemeigenschappen en concentraties zware metalen en PAK (methoden zie bijlage§9.2).

5.2.2 Bioassay reproductie

Per monsterlocatie (R1-4, P1-3, Vr) zijn vier potten gevuld met 0.5 l (± 400 g) grond.Daarnaast zijn 4 potten gevuld met referentiegrond (Kooyenburg). In iedere pot zijn5 volwassen wormen uitgezet. Per locatie is bovendien één pot ingezet zonderwormen ter controle op reeds in de grond aanwezige cocons. De potten zijn afgedekten gehouden bij 15 °C en 60% luchvochtigheid. De wormen zijn gevoerd metverkruimeld, vocht verzadigd elzenblad. Vier weken na aanvang van de proef is degrond gezeefd om het aantal geproduceerde cocons te bepalen. Omdat de dichtheid(aantal volwassen wormen per pot) van invloed kan zijn op de coconproductie, zijnalleen de resultaten van de potten waarvan aan het eind van de proef de vijf adultewormen nog in leven waren, gebruikt voor de verdere verwerking van de gegevens.

5.2.3 Bioassay groei

Per monsterlocatie (R1-4, P1-3, Vr) zijn vier potten gevuld met 0.5 l (± 400 g) grond.In iedere pot zijn 6 juveniele wormen (maximaal één week na uitkomen van hetcocon) ingezet. Wekelijks is het lichaamsgewicht en het ontwikkelingsstadium(juveniel, subadult, adult) van de wormen bepaald. Het juveniele stadium gaat over inhet subadulte stadium op het moment dat de aanleg van een clitellum2 zichtbaar is.Een worm werd als adult geclassificeerd vanaf het moment dat er een duidelijkontwikkeld clitellum aanwezig is. Na 24 weken (toen het adulte stadium doornagenoeg alle wormen bereikt was) is de proef beëindigd en zijn de wormeningevroren voor latere chemische analyse. De grond is eveneens bewaard voorchemische analyse om het concentratieverloop van de verontreinigingen in de grondover de experimentele periode te kunnen bepalen.

2 Clitellum = zadel: plaatselijke verdikking van de huid van een volwassen regenworm waar een

embryonale worm zich ontwikkeld en een cocon wordt uitgescheiden.


5.2.4 Modellering populatiegroeisnelheid

De bioassays op groei en reproductie doen uitspraken over effecten van de in degronden aanwezige verontreinigingen op individuen. Om de laboratoriumuitkomsten te vergelijken met de veldinventarisatie moeten de bioassay resultatenallereerst vertaald worden naar effecten op het populatie niveau. Hiervoor is hetmodel PODYRAS (Population Dynamical Risk Assessment) (Klok en de Roos,1996) ontwikkeld voor Lumbricus rubellus, een veelvoorkomende regenwormsoort inNederlandse bodems. Het model rekent met gegevens uit bioassays op reproductieen groei en vertaalt deze naar een effect op de populatiegroeisnelheid. Depopulatiegroeisnelheid geeft aan in welke mate de populatie hinder ondervindt vande in de bioassays geteste verontreinigingen. Met de in de bioassays op reproductieen groei verzamelde gegevens is het bestaande model PODYRAS geparameteriseerdom de effecten van de in de gronden aanwezige verontreinigingen op depopulatiegroeisnelheid te bepalen. Invoergegevens voor PODYRAS zijn deindividuele groeisnelheid, de maximaal bereikbare grootte en de maximalereproductie snelheid. Om de invoerparameters voor POPDYRAS te bepalen zijn dedata van de groeiproef gefit door de von Bertalanffy groeicurve (vergelijking 5.1).

abmm elllal γ−−−= )()( vergelijking 5.1

waarbij )(al het gewicht tot de macht 1/3 is bij leeftijd a , ml het maximale gewichttot de macht 1/3, bl dit gewicht bij uitkomst van de cocon en γ de individuelegroeisnelheid, mr de maximale reproductie snelheid is bepaald door het aantal coconsper worm per dag te delen door het gewicht van de worm tot de macht 2/3. Voor dedetails van het model zie (Klok en de Roos, 1996).

5.3 Resultaten

5.3.1 Effecten op reproductie

De coconproductie door regenwormen in toemaakdekgrond was in geen van degevallen lager dan in de referentiegrond (zie fig. 5.2). De gemiddelde coconproductieper worm over vier weken varieerde van 11.7±0.7 (P1) tot 15.9 ± 0.6 (R4). In dereferentiegrond bedroeg deze 9.8 ±0.4. De cocconproductie in P2, R2 en R4 issignificant (p<0/05) hoger dan in de refentiegrond. Bij de groepen S2, S3 en P2 wasaan het eind van de incubatieperiode in één van de vier potten sterfte onder dewormen opgetreden. Om effecten van verschillen in dichtheid uit te sluiten zijn dezepotten niet meegenomen voor de berekening van het gemiddelde en zijn deze op dedrie overblijvende potten zonder sterfte gebaseerd. Bij de overige groepen (K0, S1,S4, P1 en P3) is geen sterfte onder de wormen opgetreden en zijn de gemiddeldengebaseerd op de coconproductie in vier potten.


0

5

10

15

20

K 0 S 1 S 2 S 3 S 4 P 1 P 2 P 3

*** *

Figuur 5.1 Aantal cocons geproduceerd per worm gedurende 4 weken (gemiddelde ± standaarddeviatie; n=4 voorK0, S1, S4, P1 en P3; n=3 voor S2, S3 en P2). Groepen die significant afwijkend zijn van de controlegroep K0zijn gemarkeerd met een asterisk (*)

De invloed van de zware metalen Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, Zn, Hg en As, ΣPAK en debodemfactoren %DS, %OS en lutum fractie, op de coconproductie is bepaaldmiddels regressieanalyse (STATGRAPHplus). Op basis van lineaire regressie analysebleken Cd, Pb, Hg, DS, en OS in de bodem en Cu in poriewater ieder individueelsignificant (p<0.1) gerelateerd te zijn aan de coconproductie (zie tabel 5.2). Uit eencombinatie van deze verklarende variabelen middels multipele regressieanalyse bleekde coconproductie alleen significant (p=0.04) gerelateerd te zijn aan Hgbodem incombinatie met OSbodem.

Tabel 5.1 Invloed van individuele verklarende variabelen op de coconproductie. De verklarende variabele heeft eensignificante invloed als p<0.1. Poriewater concentraties zijn alleen gemeld als deze boven de detectielimiet lagenVerklarende variabele effect PCadmium bodem + 0.031*Cadmium poriwater 0,137Chroom bodem 0,732Chroom poriwater 0,751Koper bodem 0,819Koper poriwater + 0,078*Nikkel bodem 0,209Nikkel poriwater 0,542Zink bodem 0,236Zink poriwater 0,249Lood bodem + 0,093*Kwik bodem + 0,012*Arseen bodem 0,146Drogestofgehalte bodem 0,073*Drogestofgehalte poriwater 0,083*Organischestofgehalte bodem + 0,083*Lutumfractie bodem 0,73Σ10 PAKbodem 0,705Organischestofgehalte + Hg bodem 0,04*

De verklaarde variatie door de zware metalen is lager dan 20% m.u.v. Hg, Cd, en Pbin de bodem en Cu in poriewater. Een toename in Cd leidt tot een toename in decoconproductie. Ook Cd in het poriewater heeft een positieve relatie met decoconproductie, hoewel de verklarende variatie zeer gering is. Verondersteld wordt


dat Cd in poriewater een grotere invloed heeft op organismen dan Cd in de bodemdaar de eerste de biobeschikbare fractie weergeeft (Janssen et al., 1993). Ook kwik,lood en koper hebben een positieve relatie met de coconproductie. Voor kwik enlood is de relatie tussen de concentratie in het poriewater en de coconproductie nietgegeven vanwege het ontbreken van deze poriewater concentraties (deze liggen allenonder de detectielimiet). Uit bovenstaande resultaten kan niet worden geconcludeerddat Hg, Cd, Cu en Pb de coconproductie verhogen aangezien ook het organischestofgehalte (%OS) de coconproductie voor 43% kan verklaren. Bovendien vertonende zware metalen Cd, Hg, Cu en Pb een significant positief verband met hetorganischestofgehalte (zie fig. 5.2).

y = 0.0577x - 1.2453R2 = 0.7018

0.5

1

1.5

30 35 40 45 50

organische stof (%)

Cd

in b

odem

(m

g/kg

)

Figuur 5.2 Relatie tussen organischestofgehalte en de concentratie Cd in toemaakdekgrond

5.3.2 Effecten op groei

Uit de driewekelijkse gewichtsbepalingen van de regenwormen blijkt dat deregenwormen in de referentie grond (Kooyenburg) gemiddeld sneller groeien dan inde gronden van de zeven bemonsterde locaties uit De Venen. Regenwormen ingrond van locatie R3 vertoonden de geringste toename in lichaamsgewicht over deperiode waarin het experiment uitgevoerd is (zie fig. 5.3). Op de individueletijdstippen zijn geen significante verschillen waar te nemen tussen de verschillendelocaties.


t i j d i n d a g e n

0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 1 2 0 1 4 0 1 6 0 1 8 0

gew

icht

reg

enw

orm

in m

g

0

5 0 0

1 0 0 0

1 5 0 0

2 0 0 0

2 5 0 0

3 0 0 0

Figuur 5.3 Gemiddeld lichaamsgewicht (5 individuen) van regenwormen gehouden in potten met referentiegrond(•) en grond uit locatie R3 (ο) en de standaard deviatie. De groeicurven van de wormen in grond van de overigelocaties zijn gesitueerd in het tussenliggende gebied

5.3.3 Effecten op populatiegroeisnelheid

De populatiegroeisnelheid per dag, zoals berekend uit de resultaten van de bioassaysgroei en reproductie, variëren van 0.0112 in grond van locatie R3 tot 0.0173 in grondvan locatie P2. Op basis van de reproductie en groei van regenwormen inreferentiegrond is een populatiegroeisnelheid van 0.0166 berekend (zie tabel 5.2). Uitregressieanalysen blijkt dat geen van de metalen, PAK, of bodemeigenschappenalleen of in combinatie significant gerelateerd is aan de populatiegroeisnelheid.

Tabel 5.2 Berekende populatiegroeisnelheden van regenwormen (Lumbricus rubellus) gebaseerd op bioassays groeien reproductieLocatie Populatiegroeisnelheid (% * dag-1)Particulier beheer

P0 0,0165P1 0,0155P2 0,0173P3 0,0149

ReservaatR1 0,0167R2 0,0155R3 0,0112R4 0,0117

ReferentieKo 0,0166

Hoewel Pb in sterk verhoogde mate aanwezig is in de toemaakdekgrond, heeft ookPb weinig invloed op de populatiegroeisnelheid van regenwormen. Ter illustratie isde relatie tussen Pb en de populatie groeisnelheid weergegeven in fig. 5.4.


y = -2E-06x + 0.017R2 = 0.1029

0.010

0.012

0.014

0.016

0.018

0.020

0 200 400 600 800 1000

Pb in grond (mg/kg ds)

popu

latie

groe

isne

lhei

d

Figuur 5.4 Relatie tussen lood concentratie in de bodem en populatie groeisnelheid van L. rubellus

5.4 Discussie

Uit de resultaten blijkt dat met een toename van het organisch stof in de bodem ookde coconproductie toeneemt. Zware metalen en PAK binden voornamelijk aan hetorganisch stof in de bodem. In bodems rijk aan organische stof, zoals deveenbodems van in De Venen, zullen hierdoor de aanwezige verontreinigingenminder beschikbaar zijn. De aard van de toemaakdekken bepaalt dat hoge Cd en Pbconcentraties gerelateerd zijn aan hoge concentraties organische stof. Dit verklaartmogelijk het positieve effect van toemaakdek en de significante positieve relatie metverontreinigingen. Waarschijnlijk heeft het hoge organischestofgehalte in toemaakdekeen belangrijker effect op de coconproductie dan de aanwezige verontreinigingen.Een hoog organischestofgehalte heeft een positief effect op de coconproductie.Bovendien worden verontreinigingen gebonden door organische stoffen zodat debiobeschikbare fractie gering is.

Uit eerdere experimentele studies naar de effecten van koper op regenwormen (Kloket al., 1997), blijkt dat bij koper totaal concentraties rond 140 mg per kg grond depopulatie groeisnelheid met 33% geremd wordt terwijl de populatie gedoemd is uit testerven bij een koper concentratie van rond de 300 mg per kg grond. Dit betekentdat onder de gegeven omstandigheden verwacht mag worden dat bij deze en hogereCu concentraties de populatie in aantal en dus ook de biomassa van regenwormensterk achteruit gaat. De koper concentraties in toemaakdekbodem variëren tussen de52 en 300 mg/kg (zie §1.2) maar leiden niet tot effecten op populatiegroeisnelheid.Een hoog organischestofgehalte, relatief lage beschikbaarheid en eventueel een hogeheterogeniteit, kunnen verschillen tussen beide studies verklaren.

Uit de resultaten van de bioassays op reproductie, blijkt een correlatie tussen Hg, PbCd of Cu en de coconproductie. Deze correlatie is echter mogelijk ook te verklarendoor het organischestofgehalte. Uit de relatie tussen de populatiegroeisnelheid (deresultante van beide bioassays) en de in de bodem aanwezige verontreinigingen blijktgeen significante relatie. Hieruit volgt dat er op basis van de bioassays en deinterpretatie daarvan met betrekking tot populatie-groeisnelheden, geen negatieveeffecten op regenwormpopulaties zijn te verwachten.


6 Bioaccumulatie van verontreinigingen in regenwormen

6.1 Inleiding

De mate waarin de in het toemaakdek aanwezige stoffen beschikbaar komen voorregenwormen (en vervolgens middels doorgifte in de voedselketen ook voor hogereorganismen zoals vogels en zoogdieren) en daarin daadwerkelijk accumuleren isonderzocht door zowel de in het veld gemonsterde regenwormen als wel deregenwormen uit het bioassay voor groei te analyseren op concentraties aan zwaremetalen en PAK. Met betrekking tot bioaccumulatie van zware metalen dientopgemerkt te worden dat zink en koper essentiële metalen voor de regenworm zijnen dat de concentraties van deze elementen door de regenworm gereguleerd worden.Uit voorgaande hoofdstukken is gebleken dat verhoogde bodemconcentraties nieteenduidig leiden tot effecten op regenwormen. Verondersteld wordt dat hetuitblijven van meetbare effecten bij de relatief hoge concentraties zware metalen inde bodem verband houdt met de lage biologische beschikbaarheid en de grote matevan heterogeniteit van bodemverontreinigingen in toemaakdek. In de toemaak-dekgronden vindt een sterke binding van verontreinigingen plaats en worden dezeslecht opgenomen door bodemdieren. In dit hoofdstuk zal nader ingegaan wordenop de mate waarin verontreinigingen (PAK en zware metalen) door regenwormen intoemaakdekgrond opgenomen worden. Bovendien zal onderzocht worden of errisico’s verbonden zijn aan de geaccumuleerde hoeveelheden verontreinigingen in deregenworm.


6.2.1 Regenwormen uit het veld

Per onderzoekslocatie zijn vier, kwadranten (zie hoofdstuk 2) van 50 x 50 cm tot opeen diepte van 20 cm uitgeschept en onderzocht op de aanwezigheid vanregenwormen. De wormen zijn gedetermineerd tot op soortsnivo en levensstadium(juveniel, subadult, adult) en gewogen. Na een hongerperiode van 48 uur waarin deregenwormen gehouden zijn op vochtig filtreerpapier in petrischalen om dedarmvulling met gecontamineerde grond uit te laten scheiden, zijn de wormeningevroren (-20°C) voor latere analyse van zware metalen en PAK (zie ookhoofdstuk 4).

Per onderzoekslocatie (totaal vier kwadranten) zijn van de drie meest voorkomendesoorten Aporectodea calaginosa, Allobophora chlorotica en Lumbricus rubellus de adulte ensubadulte individuen per soort gecombineerd en geanalyseerd op zware metalen enPAK. De monsters zijn gevriesdroogd en voor de PAK-bepaling is een deel vanieder gevriesdroogd monster geëxtraheerd d.m.v. soxlet met hexaan. De hexaan isweggedampt met stikstofgas. De restfractie is gewogen voor de bepaling van hetvetgehalte. De restfractie is vervolgens opgelost in ACN en geanalyseerd op PAK


middels HPLC. Voor de analyse van zware metalen is een deel van iedergevriesdroogd monster behandeld met koningswater (HCl en HNO3) bij 165°C. Hetdestruaat is gemeten m.b.v. ICP-AES.

6.2.2 Regenwormen uit bioassayDe regenwormen (lumbricus rubellus) uit het bioassay groei zijn na 24 weken incubatiein gezeefde en gehomogeniseerde grond van de verschillende onderzoekslocaties uitde grond verwijderd en gedurende een periode van 48 uur gehongerd. Hierna zijn dewormen ingevroren voor latere analyse. De analyse van deze wormen heeft opdezelfde wijze plaatsgevonden als beschreven voor de wormen uit het veld.

6.3 Resultaten

6.3.1 veldresultatenUit de analyse van regenwormen uit het veld blijkt dat Zn de hoogste concentratiesbereikt, tot gemiddeld 977 ± 40 mg/kg ds in regenwormen uit locatie R1. Dehoogste gemiddelde Pb concentratie (156 ± 60 mg/kg) is gemeten in regenwormenuit locatie P1. De overige zware metalen kwamen allen in lagere concentraties voor.In fig. 6.1 is voor de belangrijkste verontreinigingen een overzicht van de resultatengegeven.

Figuur 6.1 Concentraties zware metalen en PAK (mg kg -1 ds) in regenwormen (gemiddelden ± standaarddeviatiesover de drie meest voorkomende soorten; Aporectodea calaginosa, Allobophora chlorotica en Lumbricus rubellus)

Wanneer de mate van bioaccumulatie in regenwormen bepaald wordt uit deverhouding tussen de concentratie in de regenworm en in de grond (ds/ds), blijkt datmet name cadmium en zink sterk accumuleren in de regenworm. Koper, lood enPAK accumuleren in veel minder mate (zie fig. 6.2). Wanneer de concentratie-gegevens van de verschillende locaties gecombineerd worden blijkt echter geensignificante relatie tussen de bodemconcentratie en de concentratie in de wormen. In

0

50

100

150

200

250

R1 R2 R3 R4 P1 P2 P3 Vr

locatie

mg/

kg d

s

Cd Cu Pb Zn x 0.1 10PAK x100


fig. 6.3. zijn de relaties voor Cd en Zn weergegeven. Voor een volledig overzicht vande analyseresultaten wordt verwezen naar bijlage §9.4.

0.0

1.0

2.0

3.0

4.0

5.0

6.0

7.0

8.0

R1 R2 R3 R4 P0 P1 P2 P3

locatie

BA

F (d

s/d

s)

Cd

Cu x10

Pb x10

ZnPAK

Figuur 6.2 Bioaccumulatie van zware metalen en PAK door regenwormen. (concentratie in wormen (mg kg -1 ds) /concentratie in grond (mg kg -1 ds))

y = -0.0962x + 7.0335R2 = 0.0015

0123456789

10

0 0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5

Cd in grond (mg/kg ds)

Cd

in w

orm

(m

g/kg

ds)

y = -0.3375x + 1028.5R2 = 0.0194

0

200

400

600

800

1000

1200

300 350 400 450 500 550

Zn in grond (mg/kg ds)

Zn

in w

orm

(m

g/kg

ds)

Figuur 6.3 Metaalconcentratie in wormen en in de bodem zoals gemeten op de diverse onderzoekslocaties. Boven:cadmium (p=0.93); Onder: zink (p=0.74)


6.3.2 Bioassay

De wormen uit de bioassay op groei 24 weken zijn geanalyseerd op zware metalen enPAK om de bioaccumulatie door de wormen onder labcondities te bepalen. Figuur6.4 laat zien dat cadmium en zink in relatief hoge mate bioaccumuleren in Lumbricusrubellus. Dit resultaat komt overeen met de bioaccumulatie door wormen in het veld(zie fig. 6.2). Opvallend is dat onder laboratorium omstandigheden PAK minderaccumuleert dan onder veldomstandigheden (vergelijk fig. 6.2 en 6.4). Hoewel Cd enZn in overeenkomende mate accumuleren in het veld als onder laboratoriumomstandigheden zijn de gronden waarin wormen de hoogste mate van accumulatievertonen verschillend. Terwijl onder veldomstandigheden Cd vooral wordtgeaccumuleerd in grond van locatie P3 is de accumulatie in de bioassay het hoogst inlocatie S1.

Figuur 6.4 Mate waarin L. rubellus de zware metalen Cd, Cu, Pb, Zn en Hg en de 10 PAKVROMaccumuleren. Nb. BAF = bioaccumulatiefactor = {concentratie in worm (mg/kg dg)} /{concentratie in grond(mg/kg ds)}

Analyse van zware metalen en PAK in de regenwormen na beëindiging van de 24weken blootstelling in de verschillende gronden, laat zien dat de concentraties in deworm geen verband tonen met de concentraties in de bodem of in het poriewater.Ter illustratie is in figuur 6.5 de relatie weergegeven voor Zn.

0.0

1.0

2.0

3.0

4.0

5.0

6.0

7.0

8.0

P0 P1 P2 P3 S1 S2 S3 S4

locatie

BA

F (

ds/d

s)

Cd

Cu x10

Pb x10

Zn

Hg x10

PAK x10


y = 0.1969x + 433.33R2 = 0.1622

0

100

200

300

400

500

600

700

0 100 200 300 400 500 600 700

Zn in grond (mg/kg ds)

Zn

in w

orm

(mg/

kg d

g)

y = 0.0654x + 416.6R2 = 0.2966

0

100

200

300

400

500

600

700

0 500 1000 1500 2000 2500

Zn in poriewater (mg/kg)

Zn

in w

orm

(mg/

kg d

g)

Figuur 6.5. Relatie tussen Zn concentratie in L. rubellus en Zn concentratie in bodem (boven) en poriewater(onder). Relaties niet significant (p>0.1)

6.4 Discussie

Uit de analyse naar de concentraties van zware metalen en PAK in regenwormen engrond blijkt dat voor Cd en Zn de BAF>1 (de concentraties in de wormen is hogerdan in de bodem). Er is echter geen eenduidige relatie gevonden tussen deconcentraties van deze zware metalen in de regenwormen en in de concentraties inde bodem. Van de zware metalen Cd en Pb is bekend dat ze in sterk verhoogdeconcentraties in regenwormen kunnen voorkomen (Ma, 1982; Martin en Coughtrey,1975; Ash en Lee, 1980) terwijl Zn en Cu essentiële metalen zijn waarvan de interneconcentraties door regenwormen worden gereguleerd. Gegeven de hoge Pbconcentraties in het toemaakdekgebied zou mogen worden verwacht dat Pb ookdaadwerkelijk zou accumuleren in regenwormen. Figuren 6.1 en 6.4 geven aan dat ditook plaatsvindt. Regenwormen uit het toemaakdekgebied bevatten tot 10x hogereloodconcentraties dan regenwormen uit het referentiegebied. Lood is echter nietsterk toxisch voor regenwormen en effecten zijn bij deze concentraties ook niet teverwachten (Ma 1988). De effecten van doorvergiftiging naar vogels en zoogdierenzijn echter niet bekend. Zoals uit hoofdstuk 2 blijkt, is er een zeer grote variatie inbodemconcentraties van zware metalen in het gebied. Mogelijk zijn regenwormenonder veldomstandigheden in staat hoge concentraties zware metalen te mijden zodatde daadwerkelijk geaccumuleerde concentraties lager uitvallen dan verwacht.Dergelijk vermijdingsgedrag is eerder experimenteel aangetoond bij regenwormen enkoper (Ma, 1988). Dit vermijdingsgedrag zou ook een verklaring kunnen zijn voorhet ontbreken van de relatie tussen concentraties in wormen en concentraties in de


bodem. Van cadmium is bekend dat het sterk accumuleert in voedselketens. Cdconcentraties gevonden in de regenwormen variëren tussen 5 en 9 mg/kgdrooggewicht. Dergelijke concentraties worden algemeen in Nederland aangetroffenen zijn mogelijk meer gerelateerd aan het gebruik van kunstmest dan dat hetspecifieke toemaakdek verontreinigingen zijn. Wat het risico van doorvergiftigingnaar doelsoorten is bij deze concentraties wordt in hoofdstuk 7 bediscussieerd.


7 Effecten op vogels en zoogdieren

7.1 Inleiding

Het gebied de Venen is rijk aan vogels en zoogdieren. In het gebied zijn 88verschillende vogelsoorten en 34 zoogdiersoorten waargenomen (SOVON; ziebijlagen §9.6 en 9.7 waar een compleet overzicht van de waargenomen soortenopgenomen is). Naast meer algemene soorten komen hier ook zeldzamere "rode lijstsoorten ’voor zoals de roerdomp, purperreiger, zwartkopmeeuw, kwak, woudaapje enzilverreiger. Deze soorten bevinden zich met name in en rondom de plassen in denatuurgebieden van De Venen en zijn aangemerkt als doelsoort voor één ofmeerdere van de in de Venen gewenste natuurdoeltypen. Het voorkomen van derode lijst soorten maakt het gebied tot een potentieel waardevol natuurgebied. Tabel7.1 geeft een overzicht van de zeldzame vogelsoorten in het gebied en de eisen diedeze soorten aan hun biotoop stellen. Van de in het gebied waargenomen zoogdierenstaan de waterspitsmuis en de noordse woelmuis op de rode lijst vermeld. Ook hetcultuurlandschap van De Venen heeft een grote ecologische waarde. Deze veenweidegebieden herbergen veel weidevogels zoals de grutto, tureluur, kieviet, wulp enscholekster (zie tabel 7.2). Vanwege zijn uitgestrektheid, de rijkheid aan plassen,natuur en veenweide gebieden en de relatief lage verstoring is het gebied bovendienaantrekkelijk voor veel wintergasten zoals smienten en ganzen.

De in toemaakdekken aanwezige verontreiniging vormt mogelijk een bedreiging voorde in het gebied levende vogel en zoogdiersoorten. Onbekend is welke soorten degrootste kans hebben op negatieve effecten van de aanwezige verontreinigingen.Gericht onderzoek naar effecten van de in het toemaakdek aanwezige veront-reinigingen op de aldaar voorkomende vogel en zoogdiersoorten is tot op heden nietuitgevoerd.

Meetgegevens over blootstelling en toxiciteit van zware metalen en PAK bijdoelsoorten voor het natuurbeleid ontbreken nagenoeg geheel. De veelal zeldzamestatus van deze dieren belemmert onderzoek naar effecten. Voor het vaststellen vanrisico's op vergiftiging bij doelsoorten (vogels en zoogdieren) zijn daaromverschillende methodieken ontwikkeld die gebaseerd zijn op inschatting van deblootstelling en extrapolatie van toxiciteitsgegevens van verwantte en meer algemene(proefdier)soorten (Balk et al., 1992; Elbers en Traas, 1993; Gorree en Tamis, 1993;Jongbloed et al., 1994; Klok et al., 1998). De methoden hebben gemeen dat ze sterksoortspecifiek zijn. Ze vergen veel ecologische kennis over de samenstelling enhoeveelheid voedsel van de doelsoorten en de concentraties van zware metalen in ditvoedsel. Met deze kennis is de hoeveelheid zware metalen waarmee het organismewordt belast te bepalen. Het effect van de belasting op het organisme poogt menvervolgens door extrapolatie vanuit laboratorium soorten, waarvoor relatief veelecotoxicologische data voorhanden zijn, te interpreteren. Voor de beoordeling vaneventuele effecten van Cd is nierschade in de bovengenoemde studies gekozen alseffectparameter. Echter hoe nierschade de overleving en reproductie van het individu


beïnvloedt is onbekend. Deze kennis is noodzakelijk als we effecten op hetpopulatieniveau willen bepalen, zoals effecten op dichtheden en overlevingskansenvan populaties.

De extrapolatie methodes zijn specifiek voor de zware metalen en doelsoortenwaarvoor ze opgesteld zijn en zijn niet zondermeer toepasbaar op andere soorten.Toepassing van deze methodieken op de rode lijst soorten vergt veel kennis over devoedselcomponenten en de concentraties van zware metalen in deze componenten.Omdat hierover veelal geen gegevens aanwezig zijn, is deze werkwijze is niet geschiktom voor in de Venen voorkomende doelsoorten een grove indeling in gevoelighedenvoor zware metalen te maken. Om dit wel te kunnen bepalen is op basis vanliteratuurgegevens over leefgebieden, voedingsgewoonten en ruimtegebruik voor inde Venen voorkomende doelsoorten het risico op belasting met verontreinigingenvast gesteld. Dit is een vrij algemene methode die slechts een indicatie van de risico’sgeeft. Daarnaast is voor twee specifieke soorten waarover voldoende ecologischekennis aanwezig is, een meer gedetailleerde studie uitgevoerd. Hiertoe zijn de gruttoals representant van het cultuurlandschap en de bosspitsmuis als representant van hetnatuurlijk landschap bestudeerd. Uit eerder ecotoxicologisch onderzoek is geblekendat verhoogde cadmiumconcentraties bij vogels en zoogdieren tot effecten kunnenleiden. Ondanks dat cadmium geen typisch toemaakdekmetaal is, zijn debodemconcentraties van dit element aanzienlijk (zie fig. 2.3). Voor de twee soorten isberekend wanneer eventuele effecten op zouden kunnen gaan treden. Hierbij isgekeken naar directe effecten in de vorm van nierschade door vergiftiging met Cd enindirecte effecten in de vorm van voedselschaarste veroorzaakt door vergiftiging vande prooipopulaties door de in het toemaakdek aanwezige verontreinigingen.Voedselschaarste kan voor de grutto en de bosspitsmuis ontstaan als depopulatiegroei in hun belangrijkste voedselorganisme (regenwormen) door deverontreinigingen wordt geremd.


Tabel 7.1 Weidevogels in De Ronde VenenSoort Eisen

broed biotoopGemiddelde dichtheid(broedparen per 100 ha)

Verblijfsperiode Aantalverloopin Nederland

Voedsel

ScholeksterHaematopus ostralegus ostralegus

Weide gronden,geen hoge dichte vegetatie

6,51 Februari-Juni Neemt toe in graslanden Schelpdieren, wormen,insectenlarven (emelten)

KievietVanellus vanellus

Weide gronden met lagevegetatie (steppen)

17,05 Februari-Juni Stabiel maar afname inintersief beheerdgrasland

Insecten en larven, regenwormen,slakjes, zaden en plantaardigmateriaal

WatersnipGallinago gallinago gallinago

0,35 Maart-Augustus Afname 85% Insecten en hun larven, slakjes,kikkers, wormen, zaden en planten

GruttoLimosa limosa limosa

Weide gronden 14,78 Februari-Juli Sterke afname in jaren70 m.n. in marginalegebieden situatie ietsverbeterd

Insecten emelten, regenwormen enplantaardig materiaal

WulpNumenius arquata arquata

Oorspronkelijk duinen, heide.tegenwoordig meer weilanden

0,79 Maart –Juni Toename in graslanden Insecten en hun larven, wormen,vlokreeftjes, kleine vissen, kikkers,padden, bessen en zaden

Zomer talingAnas querquedula

Drassig grasland 0,36 Maart- Augustus Afname 75% Kroos, zaden,insecten,wormen,slakken

TureluurTringa totanus totanus

Weide gronden met lagevegetatie

2,46 Maart –Juli afname 50% sinds 60erjaren

Wormen, insecten, slakken

Referenties: (Ewijk, 1996; Cramp, 1985).


Tabel 7.2 Zeldzame vogelsoorten in De Ronde VenenSoort n1 RL2 broedbiotoop voedsel

Geoorde Fuut, Pidiceps nigricollis 5 Ja Vennen en duinmeren, ondiep water Larven, kikkervisjes, kreeftjesRoerdomp, Botaurus stallaris 11 Ja Overjarige rietvelden Vis, kikkers, muizen, vogelsWoudaapje, Ixobryonus minutus 3 Ja Stilstaand, langzaamstromend water met rijke oeverbegroeing van riet,

lisdodde en wilgenstruweelKwak, Nycticorax nycticorax 2 Ja Rietmoerassen in kolonies Kikkers, vissen, insecten, muizenGrote Zilverreiger, Egretta alba 5 Nee Geen broedvogel in De Venen Vis waterinsecten kleine zoogdierenOoievaar, Ciconia ciconia 25 Ja Gebouwen in open landschap Kikkers, vissen, kleine zoogdieren insectenGrauwe Gans, Anser anser 1 Nee Ondiep water met weelderige vegatatie van riet, lisdodde of

moerasandijviePlantaardig materiaal, wortels waterplanten,grassen

Indische Gans, Anser indicus 4 Nee ExootCanadese Gans, Branta canadensis 1 Nee ExootBrandgans, Branta leucopis 2 Nee Weinig broedgevallen in Nederland Kruiden, zaden, grassenManderijneend, Aix galeiculata 1 Nee ExootSmient, Anas penelope 3 Nee Broedt niet in Nederland, Oct-april Grassen, onderwaterplanten, waterplanten1 n= Aantal waarnemingen in de periode 1993-1998 (bron Sovon).2 RL: voorkomen op de "Rode Lijst"


7.2 Klassificatie faunadoelsoorten naar risico op belasting metverontreinigingen

Opname van verontreinigingen uit de bodem geschiedt bij fauna soorten m.n. doorhet consumeren van grond en voedsel. Eenmaal in het lichaam opgenomen kunnendeze stoffen toxische effecten veroorzaken. Veel verontreinigingen zijn niet ofnauwelijks afbreekbaar. Zo zijn zware metalen niet afbreekbaar terwijl organischemicroverontreinigingen zoals PAK vaak slecht afbreekbaar zijn. Bovendien zijn dezestoffen slecht uitscheidbaar. Daardoor hebben ze de neiging zich op te hopen invoedselketens. Voor faunasoorten speelt de voedselkeuze een belangrijke rol in dekans op blootstelling aan verontreinigingen. Middels doorvergiftiging staan preda-toren, hoog in de voedselketen, bloot aan relatief hoge hoeveelheden slechtafbreekbare verontreinigingen en treden met name in deze groep vergiftigingsrisico’smet betrekking tot deze stoffen op. Soorten verschillen echter sterk in hungevoeligheid voor giftige stoffen. Deze verschillen kunnen o.a. worden toege-schreven aan verschillen in opslag, ontgiftigingsmechanismen en excretie (Janssen,1991; Janssen et al., 1993; van Straalen en Ernst, 1991). Veel organismen bezitten eendetoxificatiemechanisme voor zware metalen in de vorm van metallothioninen(metaalbindende proteïnen; inmobilisatie) of opslagorganen zoals fosfaatgranula(Janssen, 1991; Leon, 1993). Er wordt aangenomen dat deze eiwitten een rol spelenin de opslag en metabolisme van de essentiële metalen zoals Cu en Zn en in dedetoxificatie en opslag van niet-essentiële metalen als Cd (Scheuhammer, 1987).Slechts van enkele diersoorten is bekend dat zij zware metalen kunnen uitscheiden.Zo verliezen springstaarten bij elke vervelling ook de binnenwand van hunmaagdarmkanaal waarin zware metalen zich ophopen. Excretie van opgenomen niet-essentiële metalen zoals Cd vindt bij zoogdieren en vogels niet tot nauwelijks plaats,zodat de concentratie in de organen waar dit metaal zich ophoopt (nier en lever)toeneemt met de leeftijd.

Het verschil in gevoeligheid van soorten voor zware metalen als gevolg van verschilin fysiologie (uitscheiding, detoxificatie) is niet eenduidig te koppelen aan aspectenvan de biologie van soorten en daardoor niet te extrapoleren naar andere soorten.Hierdoor kunnen we soorten alleen classificeren naar de kans op belasting metstoffen en niet naar hun gevoeligheid voor de belasting.

Naast de voedselkeuze is ook de hoeveelheid gegeten voedsel en de tijd waarover ditplaats vindt, van belang om de kans op belasting te bepalen. Organismen die slechtseen deel van hun voedsel uit het verontreinigde gebied betrekken worden minderbelast dan organismen welke voor al hun voedsel van het gebied afhankelijk zijn. Zozullen ook wintergasten minder zware metalen tot zich nemen dan soorten die hetgehele jaar in het betrokken gebied foerageren.

7.3 Risicoanalyse voor doelsoorten.

Om het risico op belasting van faunadoelsoorten (vogels en zoogdieren) in kaart tebrengen zijn de in het gebied waargenomen soorten beoordeelt op voedselkeuze,


actieradius en verblijftijd in het gebied. Tabel 7.3 toont voor de verschillendedoelsoorten voor in De Venen gewenste natuurdoeltypen de mate waarin dezevolgens de verschillende criteria een risico lopen op een verhoogde blootstelling aanzware metalen. Uit dit overzicht blijkt dat de waterspitsmuis en de roerdomp devoedselkeuze, actieradius als verblijfstijd in het gebied zodanig is dat een hogeblootstelling verwacht kan worden. De franjestaart, ooievaar en zomertaling lopen indit opzicht het minste risico. De overige soorten zijn tussen deze uitersten gelegen.

Tabel 7.3 Doelsoorten voor in De Venen gewenste natuurdoeltypen en de kans op verhoogde belasting met zwaremetalenDoelsoort Voedselkeuze1 Actieradius2 Verblijfstijd3 TotaalWaterspitsmuis + + + +++Noordse woelmuis - + + ++Franjestaart + ± _ +Ooievaar + ± _ +Zomertaling ± + _ +Patrijs ± + + ++Watersnip + + _ ++Grutto + + _ ++Tureluur + + _ ++Zwarte stern + + _ ++Snor + + _ ++Rietzanger + + _ ++Roerdomp + + + +++Woudaapje + + _ ++Kwak + + _ ++1: vegetariër (-); vleeseter (+), 2: tot buiten toemaadekgebied (-), binnen toemaakdekgebied (+); 3:seizoen (-), gehele jaar (+).

7.4 Risicoanalyse voor grutto en bosspitsmuis

Naast de algemene indeling in risicoklassen zoals hierboven (tabel 7.3) aangegeven isvoor twee soorten waarvan relatief veel ecologische kennis aanwezig is eenuitgebreidere risicoanalyse uitgevoerd. De twee onderzochte soorten zijn de grutto ende bosspitsmuis. Zowel de grutto als de bosspitsmuis komen algemeen voor in hettoemaakdekgebied. De grutto is hierbij karakteristiek voor het cultuurlandschap(weidegebieden), de bosspitsmuis is algemeen in het natuurlijk landschap (ruigten,dichte begroeiing). In het dieet van beide soorten spelen regenwormen eenbelangrijke rol. Door het eten van regenwormen in een verontreinigd gebied lopengrutto’s en bosspitsmuizen een kans op directe (vergiftiging) en indirecte(voedselschaarste) effecten van de verontreinigingen. Op basis van de in hettoemaakdekgebied uitgevoerde veldinventarisatie naar de aantallen en biomassa vanregenwormen en de bepaalde concentraties aan zware metalen en PAK inregenwormen, zijn de directe en indirecte effecten op spitsmuizen en grutto’s tebepalen. Uit de resultaten van de veldinventarisatie (hoofdstuk 4) bleek geen verbandtussen de in het toemaakdek veel voorkomende verontreinigingen (Cu, Pb, Zn,PAH) en de biomassa aan regenwormen. Wel is een significant verband tussen Cdconcentratie en de populatie opbouw van regenwormen gevonden. In sterkverontreinigde gebieden was het aandeel volwassen regenwormen geringer. Hieruitvolgt dat daar relatief veel kleine wormen voorkomen en verwacht wordt dat dit eennegatief effect heeft op de voedselbeschikbaarheid voor grutto’s en bosspitsmuizenomdat deze soorten vooral grote wormen eten. Hoewel dus de totale biomassa aan


wormen gelijk blijft kan een verandering in de populatieopbouw naar procentueelmeer kleine wormen een negatief effect hebben op de hoeveelheid beschikbaarvoedsel voor grutto’s en bosspitsmuizen.

De populatiedynamische interpretatie van de bioassays op reproductie en groei latengeen effecten van de in het toemaakdek aanwezige verontreinigingen op de populatiegroeisnelheid van regenwormen zien. Modelberekeningen naar de effecten van deverontreinigingen op de populatie opbouw en totale biomassa op basis vanexperimentele blootstellingen (bioassays) zijn in dit project niet aan de orde geweestzodat onduidelijk blijft in welke mate de populatieopbouw verandert. Vooralsnog isdus niet duidelijk of de in het toemaakdekgebied aanwezige verontreinigingen leidentot voedselschaarste voor de grutto en de bosspitsmuis (voedselschaarste door lagebiomassa aan beschikbare regenwormen).

Directe vergiftigingseffecten kunnen worden bepaald met kennis van debioaccumulatie in regenwormen. In regenwormen in het toemaakdek zijn cadmium,lood en zink concentraties gemeten van respectievelijk 5.4 tot 9.3, 40 tot 100, en 700tot 1100 mg/kg (zie hoofdstuk 6). Op basis van de gemeten concentraties in deregenwormen, de dieetsamenstelling en de hoeveelheid regenwormen gegeten doorgrutto’s en bosspitsmuizen is te bepalen wat de belasting aan zware metalen is.Bovendien kan voor specifieke metalen (waar voldoende ecotoxicologische kennisvan voorhanden is) bepaald worden of kritieke effectconcentraties bereikt worden.Voor cadmium zijn voldoende toxiciteitsgegevens beschikbaar om een verantwoordeextrapolatie naar de grutto en de bosspitsmuis te maken en te schatten hoe lang hetzal duren alvorens de kritieke concentratie voor nierschade door Cd gehaald wordt.

7.4.1 Methode

Op basis van literatuurgegevens over de grutto en de spitsmuis is de blootstellingberekend. Hierbij is voor de grutto (limosa limosa) uitgegaan van een voedselbehoeftevan 100-185 gram per dag (Schekkeman, 2000; Wymenga en Alma, 1998) waarvan100% (‘worst case’ scenario) uit regenwormen bestaat (Wymenga en Alma, 1998].Alleen de voedselinname gedurende het broedseizoen van drie maanden is gebruiktvoor de berekening van de blootstelling. De maximale leeftijd van de grutto is gesteldop 20 jaar (Cramp, 1985). Voor de bosspitsmuis (Sorex araneus) is uitgegaan van eenvoedselbehoefte van 5-10 gram per dag (Churchfield, 1979; Churchfield, 1990),waarvan 50-100% uit regenwormen bestaat (Churchfield, 1990). Bosspitsmuizenverblijven gedurende hun gehele leven in het gebied zodat ze ook hun gehele levenbelast kunnen worden met de in het gebied aanwezige stoffen. De maximale leeftijdvan de biosspitsmuis is gesteld op 1.7 jaar (Churchfield, 1990). Aangenomen wordtdat nierschade optreedt vanaf het moment dat een concentratie van 100 mg/kg in denieren aanwezig is. Deze aanname is gebaseerd op gegevens uit experimenten metratten en kippen waaruit een LOEL3 van 100 mg/kg bleek (Pascoe et al., 1996).Verder wordt aangenomen dat van het Cd in het gegeten voedsel slechts 0.5% wordt 3 LOEL = Lowest Observed Effect Level: Laagste concentratie waarbij effecten optreden (in dit

geval nierschade).


opgenomen in de bloedbaan waarna het verdeeld wordt over de opslagorganennieren en lever. Verder veronderstellen we in de berekening dat tot het behalen vande kritische concentratie in de nieren geen Cd wordt uitgescheiden.

De tijd tot nierschade in jaren wordt berekend met formule 6.1. Voor een uitgebreidebeschrijving van de bioaccumulatie zie Klok et al. (1998).

365⋅⋅

=DI

OCt WL formule

6.1LC = grenswaarde voor nierschade (mg/kg)

WO = orgaangewicht (lever en nieren) (kg drooggewicht)DI = dagelijkse inname van Cadmium (mg/dag)

7.4.2 Resultaten

Zowel de spitsmuis als de grutto lopen het risico gedurende hun leven degrenswaarde voor nierschade te overschrijden (zie tabel 7.4). Voor de spitsmuiswordt de kritieke concentratie voor nierschade bij een voedselsamenstelling met 50%regenwormen pas na de reproductieve periode bereikt. Bij een voedselsamenstellingmet 100% regenwormen wordt deze grenswaarde al voor de reproductieve periodebereikt, wat kan leiden tot effecten op de populatie. Voor de grutto wordt de kritiekeconcentratie op een relatief jonge leeftijd bereikt en kunnen negatieve effectenmogelijk gevolgen hebben voor de populatieoverlevingskansen. Voor de grutto is decadmium accumulatie gebaseerd op de opname tijdens het broedseizoen. Het isaannemelijk dat ook buiten het broedseizoen, wanneer grutto's elders foerageren,regenwormen worden gegeten en enige mate van blootstelling aan cadmiumoptreedt. Deze extra blootstelling zou er toe kunnen leiden dat nierschade op eeneerder tijdstip optreedt dan in tabel 7.4 is aangegeven.

Tabel 7.4 Berekende tijd (in jaren) tot het optreden van een kritische cadmiumconcentratie van 100 mg/kg in denieren waarbij nierschade op kan treden

Sorex araneus Limosa limosaRegenwormen in voedsel50% 100% 100 gram/dag 1 185 gr/dag2

[Cd] 5.4 mg/kg in regenworm(droog gewicht)

1,6 0,8 5 3

[Cd] 9.3 mg/kg in regenworm(droog gewicht)

0,9 0,5 3 1,6

1Schekkerman (2000); 2 Wymenga en Alma (1998)

7.5 Discussie en conclusies

Om de effecten van in het toemaakdekgebied aanwezige verontreinigingen op faunadoelsoorten in te schatten is een classificatie gemaakt van de risico’s van vergiftiging.Deze classificatie is gebaseerd op voedselecologie, actieradius en verblijftijd en laat


zien dat van de in het gebied voorkomende doelsoorten de waterspitsmuis en deroerdomp gezien hun ecologie (beide vleeseters en het gehele leven aanwezig in hetgebied) een groot risico lopen, voor de patrijs geldt een geringer risico daar dezesoort deels van planten leeft.

Hoewel een classificatie op basis van de kans op aanraking met verontreinigingen eengrove indeling mogelijk maakt, geeft deze methodiek geen duidelijk inzicht in dedaadwerkelijk te verwachten effecten. De uitgebreide risicoanalyse voor de grutto enbosspitsmuis met betrekking tot cadmium, maken duidelijk dat een classificatie opvoedselkeuze, actieradius en verblijfstijd alléén nog geen uitspraak doet over dedaadwerkelijke belasting. Zo is de grutto slechts een deel van het jaar in het belastegebied aanwezig en wordt de grenswaarde voor nierschade bij deze soort al tijdens dereproductieve fase bereikt. De bosspitsmuis daarentegen, die gedurende zijn heleleven in het gebied verblijft, bereikt deze grenswaarde alleen vóór de reproductieveperiode als het aandeel regenwormen in het dieet groot is (zie tabel 7.4).Mogelijkerwijs leidt in dat geval nierschade tot verminderde overleving van de soorten effecten op de populatie. Om een dergelijk verband te bevestigen is echter naderonderzoek noodzakelijk. De genoemde cadmiumeffecten zijn echter niet specifiekvoor het toemaakdekgebied, maar mogelijk meer gerelateerd aan kunstmestgebruik.Ook in het referentiegebied zonder toemaakdek zijn cadmiumconcentraties inregenwormen aangetroffen waarbij dergelijke effecten volgens modelberekeningenverwacht mogen worden.

Naast cadmium heeft ook lood mogelijk een negatief effect op grutto’s en spits-muizen. De hoge lood concentraties in regenwormen (37–102 mg kg-1 drooggewicht)leiden bij de voedselsamenstelling als gegeven in tabel 7.4 tot hoge concentraties bijdeze soorten. Voor lood ligt de grenswaarde waarboven effecten verwacht wordenop 25 mg/kg drooggewicht (Ma, 1996).

De indirecte effecten (voedselschaarste) van de in het gebied aanwezigeverontreinigingen zijn vooralsnog niet te kwantificeren. De veldinventarisatie laat weleen significant verband zien tussen Cd en de populatieopbouw van regenwormen,wat voor grutto’s en bosspitsmuizen tot voedselschaarste zou kunnen leiden. Echterdeze relatie is niet te kwantificeren zonder kennis van het effect van Cd op depopulatiedynamiek van regenwormen. Deze relatie is wel te kwantificeren metpopulatiedynamische modellen, echter binnen dit project is het effect van deaanwezige verontreinigingen op de populatie opbouw en dichtheid van regenwormenniet onderzocht.


8 Algemene Discussie en Conclusies

8.1 Discussie

Op de diverse onderzoekslocaties in het toemaakdekgebied binnen de gemeente DeRonde Venen zijn sterk uiteenlopende concentraties van zware metalen en PAKaangetroffen. Met name de lood concentraties in de bodem overtroffen veelvuldig devoor toemaakdek gecorrigeerde interventiewaarde van 750 mg/kg ds (correctie opbasis van 50% organische stof en 20% lutum in de bodem; zie tabel 2.1).Concentraties tot 2 x deze interventiewaarde zijn gemeten. De concentraties van deoverige metalen liggen veelal onder de betreffende interventiewaarde.

Metalen in bodems binden sterk aan de aanwezige organische stof. Hetorganischestofgehalte zoals gemeten in toemaakdekbodems varieert van ca. 30 tot45%. De verwachting is dat de aanwezige zware metalen hierdoor sterk gebondenblijven en slechts matig beschikbaar komen voor de bodemmacrofauna. Wanneer indit verband de poriewaterconcentraties beschouwd worden, blijkt dat slechts eengeringe fractie van de aanwezige zware metalen opgelost is in het poriewater. AlleenCd, Cr, Cu en Zn konden in poriewater gedetecteerd worden. In veldbodems (nat) isminder dan 0.4% van deze metalen aanwezig in het extraheerbaar bodemvocht.Hoewel deze resultaten geen maat zijn voor de totale beschikbaarheid van metalen inde bodem, suggereren deze getallen wel dat de binding van de metalen aangronddeeltjes sterk is en dat slechts een geringe fractie rechtreeks beschikbaar komtvoor de bodemfauna.

Uit het verrichte bodemonderzoek blijkt dat er een zeer grote ruimtelijke diversiteit isin concentraties zware metalen en PAK in de bodem. Op basis van eeninventariserend bodemonderzoek (per locatie één mengmonster geanalyseerd) zijnacht onderzoekslocaties geselecteerd met zoveel mogelijk uiteenlopendeconcentraties bodemverontreinigingen. In het vervolgonderzoek zijn dezelfdelocaties wederom onderzocht en is op vier nabijgelegen punten grond verzameld enapart geanalyseerd op de verschillende verontreinigingen. De in totaal vijfverschillende monsters die per locatie geanalyseerd zijn vertoonden een variatie inconcentraties die in dezelfde orde van grootte lag als de variatie die in hetinventariserend onderzoek tussen de locaties gevonden is.

Hieruit volgt dat de mate van verontreiniging zeer locaal (decimeterschaal) sterk kanverschillen en dat een directe relatie tussen bodemconcentratie en effecten bijbodemfauna moeilijk te leggen is. Op basis van gemiddelde waarden over een grotergebied zijn mogelijk wel verbanden te leggen. Een directe relatie tussenverontreinigingen en effecten in een heterogeen gebied is bij bodemmicro-organismen in principe wel te leggen, omdat micro-organismen weinig mobiel zijn endaardoor functioneren op een vergelijkbare geometrische schaal als de aanwezigheidvan verontreinigingen. Dit zou een verklaring kunnen zijn voor de positievecorrelaties die aangetroffen werden tussen de aanwezigheid van drie zware metalen


(cadmium, lood en zink) en de fysiologische profielen van microbiëlegemeenschappen in toemaakdekmonsters, en het vrijwel ontbreken van relatiestussen verontreingingen en parameters van uit toemaakdek gemonsterde wormen ensamenstelling van de wormenpopulaties.

Zowel de resultaten van de veldinventarisatie, waarin voor de in de bodem aanwezigeregenwormen de soortensamenstelling, de aantallen en de biomassa bepaald is, als deresultaten van de bioassays, waarin de reproductiecapaciteit (coconproductie), degroei (bereiken van adulte reproductieve stadium), en de middels hetpopulatiedynamisch model POPDYRAS daaruit te berekenen populatiegroeisnelheidvoor de regenwormsoort lumbricus rubellus, wijzen niet op nadelige effecten van de intoemaakdekbodems aanwezige verontreinigingen. Wel is uit de veldinventarisatiesgebleken dat er verschillen in populatieopbouw optreden, waarbij het percentageadulten negatief, en het percentage subadulten positief gecorreleerd is aan de Cdconcentratie in de bodem. Of deze relatie ook onder laboratoriumomstandighedennaar voren komt is onduidelijk omdat onderzoek naar de populatieopbouw endichtheid met het model PODYRAS niet in deze studie opgenomen zijn. De Cdconcentraties in het veld bleken positief gecorreleerd te zijn aan hetorganischestofgehalte in de bodem. Zodat het effect (verschuiving in depopulatieopbouw) het gevolg zou kunnen zijn van zowel de Cd toename als ook vande toename in het organischestofgehalte. Bovendien is de recente geschiedenis vande monsternamelocaties niet bekend. In het gebied hebben in de voorliggendeperiode grote delen onder water gestaan. Dergelijke omstandigheden kunnen depopulatieopbouw eveneens sterk beïnvloeden.

Naast de effecten op de populatieopbouw blijken uit de gezamenlijke resultaten geensignificante concentratie-effect voor zware metalen of PAK en effecten opregenwormen. Hierbij dient in overweging genomen te worden dat onder veldomstandigheden meer factoren een rol spelen dan alleen de onderzochtebodemeigenschappen en concentraties van verontreinigingen. Predatie vanregenwormen treedt op en ook verandering in abiotische omstandigheden (droogte)en voedsel kunnen een grote invloed op de regenwormenpopulatie hebben.Daarnaast bleek uit bodemonderzoek dat de verontreinigingen sterk heterogeen in debodem aanwezig zijn. Zelfs binnen één onderzoekslocatie varieert debodemconcentratie sterk. Over het gedrag van regenwormen in de ruimte is weinigbekend, echter er zijn aanwijzingen dat regenwormen verontreinigingen vermijden(Marinissen, 1997). Ook de immigratie van wormen uit aangrenzende ‘schonere’gebieden kan ertoe leiden dat een door toxische stress geringe populatieontwikkelinggecompenseerd wordt en dat eventuele effecten gemaskeerd worden.

Wanneer de concentraties van verontreinigingen in regenwormen uit toemaakdekvergeleken worden met concentraties in regenwormen uit het referentiegebiedzonder toemaakdek, blijkt dat Cd gemiddeld 1.2 – 2.1 x verhoogd aanwezig is, Cu 1.5– 2.3 x, lood 3.2 – 9.6 x, zink 1.2 – 1.8 x, en PAK 2.2 – 12.7 x.


Uit onderzoek naar de concentraties van verontreinigingen in regenwormen blijkt datinterne concentraties in de wormen uit het veld hoger zijn dan die uit de groeiproef.Veldconcentraties voor Cd en Pb variëren tussen de 5.4-9.3 en 37-102 mg/kg drogestof in wormen uit het veld terwijl de interne concentraties uit de bioassay op groeivariëren van 3.3-7.5 voor Cd en 12-76 voor mg/kg droge stof Pb. Omdat deze zwaremetalen slecht worden uitgescheiden neemt de interne concentratie toe met deleeftijd. Dit kan de hogere interne concentraties in veldwormen verklaren daar dewormen in de groeiproef slechts een deel (tot het bereiken van het adulte stadium)van hun leven belast zijn. Wanneer voor de verschillende omstandigheden debioaccumulatiefactoren beschouwd worden, blijkt er geen verband tussen deconcentratie in de bodem en de concentratie in de worm. Gegeven de sterkeheterogeniteit van de verontreinigingen in het toemaakdekgebied is dit eenbegrijpelijk resultaat omdat regenwormen mobiel zijn en hierdoor gedurende hunleven zijn blootgesteld aan een spectrum van verschillende concentraties. Op basisvan voedselecologie en actieradius van vogels en zoogdieren welke in De Venenvoorkomen, is een inschatting gemaakt van de risico's op verhoogde blootstelling aanverontreinigingen voor de verschillende doelsoorten voor de in De Venen gewenstenatuurdoeltypen. Hieruit blijkt dat van de vogels vooral de roerdomp en minderemate de patrijs een kans op verhoogde blootstellingen aan zware metalen en PAKhebben. Van de zoogdier doelsoorten is voor de waterspitsmuis een verhoogdblootstellingsrisico berekend.

Nadere risicobepalingen voor twee voorbeeldsoorten waarvan voldoende ecologischekennis aanwezig is, de grutto en de bosspitsmuis, laten zien dat gedurende de loopvan het leven van deze soorten Cd zich ophoopt in het lichaam tot concentratieswaarvan verwacht wordt dat deze tot nierschade zullen leiden. Volgens demodelberekeningen treden deze effecten bij de grutto nog in de reproductieve fasevan het leven op. Terwijl dit bij de bosspitsmuis plaatsvindt als het dieet uit meer dan50% regenwormen bestaat. De genoemde cadmiumeffecten zijn echter niet specifiekvoor het toemaakdekgebied, maar mogelijk meer gerelateerd aan kunstmestgebruik.Ook in het referentiegebied zonder toemaakdek zijn cadmiumconcentraties inregenwormen aangetroffen waarbij dergelijke effecten volgens modelberekeningenverwacht mogen worden. Gezien de hoge concentraties van lood in regenwormenkunnen effecten hiervan ook niet uitgesloten worden. De mogelijke effecten zijnechter niet nader bepaald. De gezamenlijke gegevens suggereren dat de in hettoemaakdek aanwezige verontreinigingen een nadelig effect op de weide-vogelpopulatie kunnen hebben.

8.2 Conclusies

Veranderingen in de functionele profielen van in de bodem aanwezige micro-organismen blijken significant gerelateerd te zijn aan de concentraties van cadmiumen zink. De ecologische gevolgen van een dergelijke verandering zijn echter nietbekend.


Verontreinigingen in toemaakdek lijken bij bodemfauna niet tot effecten op groei ofreproductie te leiden. Populatiegroeisnelheid wordt niet zichtbaar geremd dooraanwezigheid van verontreinigingen in toemaakdek. In het veld zijn op locaties methoge concentraties van verontreinigingen geen afwijkingen in soortensamenstellingof totale biomassa van regenwormen zichtbaar.

Wanneer de concentraties van verontreinigingen in regenwormen uit toemaakdekvergeleken worden met concentraties in regenwormen uit het referentiegebiedzonder toemaakdek, blijkt dat Cd gemiddeld 1.2 – 2.1 x verhoogd aanwezig is, Cu 1.5– 2.3 x, lood 3.2 – 9.6 x, zink 1.2 – 1.8 x, en PAK 2.2 – 12.7 x. Op basis van degemeten concentraties zware metalen in regenwormen zijn effecten op predatorevogels en zoogdieren middels doorvergiftiging van verontreinigingen uit hettoemaakdek niet uit te sluiten.

8.3 Aanbevelingen voor verder onderzoek.

De indicatie uit de veldinventarisatie dat de populatieopbouw van regenwormenveranderd naar meer kleine individuen, hetgeen tot voedselschaarste kan leiden vooro.a. grutto’s zou m.b.v. een uitbreiding van het model PODYRAS, waarin depopulatieopbouw en dichtheid kan worden gemoduleerd, kunnen wordengekwantificeerd. Hierbij kan gebruikt worden gemaakt van de reeds uitgevoerdebioassays.

Daar effecten op weidevogels middels doorvergiftiging van verontreinigingen uit hettoemaakdek niet uitgesloten kunnen worden en ook effecten als voedselschaarstemogelijk een rol spelen, dienen deze nader onderzocht te worden. Om meer inzichtte verkrijgen in de daadwerkelijke effecten bij weidevogels kan een vergelijkendestudie uitgevoerd worden waarin de conditie en de reproductieve capaciteit vanweidevogels broedend in het toemaakdekgebied vergeleken wordt met een geschikterefentiegroep broedend in een niet verontreinigd gebied. Veldwaarnemingen incombinatie met laboratorium uitbroedstudies waarin storende omgevingsfactorenuitgeschakeld worden, kunnen uitsluitsel geven over de vraag of zware metalen uithet toemaakdek daadwerkelijk leiden tot vergiftigingsverschijnselen bij weidevogels.Effecten op de populatieoverlevingskansen kunnen gemodelleerd worden m.b.v. eenpopulatiemodel.


Referenties

Ash, C.J.P en D.L. Lee, 1980. Lead, cadmium, copper and iron in earthworms fromroadside sites. Environmental Pollution (A) 22, 59-67.

Balk, F., J.W. Dogger, F. Noppert, A.L.M. Rutten, M. Hof en F.B.A. van Lamoen,1992. Methode voor de schatting van milieurisico's in de Gelderse Uiterwaarden.BKH Adviesbureau, Delft.

Bal, D., H.M. Beije, Y.R. Hoogeveen, S.R.J. Jansen en P.J. van der Reest, 1995.Handboek natuurdoeltypen in Nederland. IKC-Natuurbeheer, Min. L,N&V,Wageningen 1995.

Bloem, J., G.M. Lebbink, K.B. Zwart, L.A. Bouwman, S.L.G.E. Burgers, J.A. de Vos,en P.C. de ruiter, 1994. Dynamics of microorgansims, microbiovores and nitrogenmineralisation in winter wheat fields under conventional and integrated management.Agriculture. Ecosystem Envronment 51, 129-143.

Bloem, J., P.C. de Ruiter en L.A. Bouwman, 1997. Food webs and nutrient cycling inagro-ecosystems. In: Modern Soil Microbiology, pp. 245-278, (Van Elsas, J.D.,Trevors, J.T., and Wellington, E., eds.). Marcel Dekker Inc. New York.

Braak C.J.F. ter en P. Smilauer, 1998. CANOCO Reference Manual and user’s guideto CANOCO for Windows: Software for CANOCO Community Ordination,Version 4. Microcomputer Power, Ithaca, NY, USA.

Breure, A.M., B.S. Wind, S.J.H Crum en M. Rutgers, 1997. Naar een indicator voorfunctionele diversiteit van microbiele gemeenschappen. RIVM report no. 607601001,RIVM, Bilthoven, The Netherlands.

Churchfield, S., 1997. Studies on the ecology and behaviour of Britisch shrews, PhDthesis, University of London.

Churchfield, S., 1998. The natural history of shrews. Christopher Helm, London.

Cousins, R.J., A.K. Barber en J.R. Trout, 1973. Cadmium toxicity in growing swine.Journal Nutr. 103:964-972.

Cramp, S., 1985. The birds of the Western Palearctic. Volume IV. Oxford UniversityPress, Oxford.

Daan, S., 1980. Long term changes in bat populations in the Netherlands: asummery, Lutra, 22: 95-105.


Domsch, K.H., 1977. Biological aspects of soil fertility. In: Proc. Int. Sem. SoilEnvironment and Fertility management in intensive agriculture, pp. 737-743. Tokyo,Japan.

Elbers, M.A. en Th.P.Traas, 1993. BIOMAG: risico-analyse van bodemver-ontreiniging voor terrestrische vertebraten.CML-report 93, Leiden.

Ewijk T. van, 1996. Bedreigde en kwetsbare vogels in Nederland De rode lijst.Mundt Print & Bookmarketing, Bilthoven.

Garland, J.L., 1997. Analysis and interpretation of community-level physiologicalprofiles in microbial ecology. FEMS Microbiol. Ecol. 24, 289-300.

Giller, K.E., E. Witter en S.P. McGrath, 1998. Toxicity of heavy metals tomicroorganisms and microbial processes in agricultural soils: a review. Soil Biol.Biochem. 30, 1389-1414.

Gorree M. en W.L.M. Tamis, 1993. BIOMAG-2: aanpassing en evaluatie. CML-report 97, Leiden.

Janssen, M.P.M., 1991. Turnover of cadmium through soil arthropods. ProefschriftVrije Universiteit Amsterdam.

Janssen, M.P.M., W.C. Ma en N.M. van Straalen, 1993. Biomagnification of metals interrestrial ecosystems. Sci. Tot. Env. Supplement 1993: 511-524.

Jongbloed R.H., J. Pijnenburg, B.J.W.G. Mensink, Th.P. Traas en R. Luttik, 1994. Amodel for environmental risk assessment and standard setting based onbiomagnification. Top predators in terrestrial ecosystems. RIVM-report nr.719101012 + annex. Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu, Bilthoven.

Kelly, J.J. en R.L. Tate, 1998. Effects of heavy metal contamination and remediationon soil microbial communities in the vicinity of a zinc smelter. J. Environ. Qual. 27,609-617.

Klok, C. en A.M. de Roos, 1996. Population level consequences of toxicologicalinfluences on individual growth and reproduction in Lumbricus rubellus(Lumbricidae: Oligochaeta). Ecotoxicology and Environmental Safety 33:118-127.

Klok, C., A.M. de Roos, J.C.Y. Marinissen, J.M. Baveco en W.C. Ma, 1997. Assessingthe impact of abiotic environmental stress on population growth in Lumbricusrubellus (Lumbricidae, Oligochaeta). Soil Biology and Biochemistry 29:287-293.

Klok, C., A.M de Roos, S. Broekhuizen en R.C. van Apeldoorn, 1998. Effecten vanzware metalen op de Das. Interactie tussen versnippering en vergiftiging. Landschap15, 77 - 86.


Leon, C.D., 1993. Kwaliteit van en herstelparameters voor chemisch belasteecosystemen. IBN-rapport 010. DLO-instituut voor Bos- en Natuuronderzoek,Wageningen. 155 p.

Ma, W.C., 1982. Regenwormen als bio-indicators van bodemverontreiniging.Bodembescherming 15 VROM.

Ma, W.C., 1988. Toxicity of copper to lumbricid earthworms in sandy agriculturalsoils amended with Cu-enriched organic waste materials. Ecological Bulletins 39:53-56.

Ma, W.C., 1996. Lead in mammals. In: N. Beyer & G. Heinz (eds.) EnvironmentalContaminats in Wildlife - Interpreting Pollutant Levels in Animals. CRC LewisPublishers, Boca Raton, Florida, USA. 281-296.

Martin , M.R en P.J. Coughtrey, 1975. Priliminary observations on the levels ofcadmium in a contaminated environment. Chemosphere 4: 155-160.

Marinissen, M.P.J.C., 1997. Heavy metal accumulation in earthworms exposed tospatially variable soil conditions. PhD thesis, Wageningen.

Millward, R.N., en A. Grant, 1995. Assessing the impact of copper on nematodecommunities from a chronically metal-enriched estuary using pollution-inducedcommunity tolerance. Mar. Pollut. Bull. 30, 701-706.

Pascoe, G.A., R.J. Blanchet en G. Linder, 1996. Food chain analysis of exposures andrisks to wildlife at a metals-contaminated wetland. Arch. Env. Cont.Tox. 30: 306-318.

Posthuma, L. en J.H. Faber, 1995. Het Milieuthema Verspreiding: het voorspellenvan effecten van vergiftiging op terrestrische doelsoorten. In: Verboom, J., J.H.Faber, J.T.R. Kalkhoven, J.B.Latour, P.F.M. Opdam & L. Posthuma 1995.Milieuverkenningen en fauna. Op weg naar multiple-stress modellen. IBN-rapport170. Instituut voor Bos- en Natuuronderzoek, Wageningen.

Posthuma, L., T. Schouten, P. van Beelen en M. Rutgers, 1999. Forecasting effects oftoxicants at the community level: four case studies comparing observed communityeffects of zinc with forecasts from a generic ecotoxicological risk asessementmethod. In: S. Hopkin, (Ed), 1999. Proc. SETAC UK Conf.

De Ruiter, PC, A.M. Neutel en J.C. Moore, 1995. Energetics, patterns of interactionstrengths, and stability in real ecosystems. Science 269: 1257-1260.

Rutgers, M., I.M. van ‘t Verlaat, B. Wind, L. Posthuma en A.M. Breure, 1998. Rapidmethod for assessing pollution-induced community tolerance in contaminated soil.Environ. Toxicol. Chem. 17, 2210-2213.

Schekkerman, H., 2000. pers med.


Scheuhammer, A.M., 1987. The chronic toxicity of aluminium, cadmium, mercury,and lead in birds: a review. Env. Poll. 46: 263-295.

Siepel, H., 1990. The influence of management on food size in the menu ofinsectivorous animals.

Smit, E., P. Leeflang, en K. Wernars, 1997. Detection of shifts in microbialcommunity structure and diversity in soil caused by copper contamination usingamplified ribosomal DNA restriction analysis. FEMS Microbiol. Ecol. 23, 249-261.

Van Straalen, N.M. en W.H.O. Ernst, 1991. Metal biomagnification may endangerspecies in critical pathways. Oikos 62, 2: 255-256.

Stuurgroep De Venen, 1998. De Venen, gezond kloppend hart voor de Randstad:Ontwerp Plan van Aanpak De Venen. Provincie Utrecht. 98 p.

Supplee, 1961. In: D.J. Spurgeon en S.P. Hopkin, 1996. Risk assessement of thethreat of secondary poisoning by metals to predators of earthworms in the vicinity ofa primary smelting works, Sc. Total Environ. 187:167-183.

Verkleij J.A.C. en W.H.O. Ernst, 1991. Milieugevaarlijke stoffen en de effecten ophogere planten. In: G.P. Heekstra en F.J.M. van Linden. Flora en fauna chemischonder druk. Pudoc, Wageningen.

Verboom, J., J.H. Faber, J.T.R. Kalkhoven, J.B. Latour, P.F.M. Opdam en L.Posthuma, 1995. Milieuverkenning en fauna. Op weg naar multiple-stress modellen.IBN-rapport nr. 170, Wageningen. 86 p.

Wymenga E. en R. Alma, 1998. Onderzoek naar de achteruitgang van weidevogels inhet natuurreservaat de Gouden Bodem. Altenburg & Wymenga Ecologischonderzoek rapport 170. 51p.


Verklarende woordenlijst

10PAK tien PAK door VROM geselecteerde t.b.v. normstellingACN acetonitrilANOVA Analysis of varianceAs ArseenCANOCO Canonical Community OrdinationCd CadmiumCr ChroomCu Koperdg drooggewichtDS Droge stofHg KwikHPLC High pressure liquid chromatographyICP-AES Inductive Couple Plasma Atomic Emission SpectrometerLOEL Lowest observed effect leveln aantalNi NikkelNi NikkelOS Organische stofp kansPAK Polycyclische aromatische koolwaterstofPb LoodPCA Principal component analysispH zuurgraadPODYRAS Population dynamic Risk Assessment; rekenkundig modelPy locatie y in particulier gebiedRDA Redundancy analysisRx locatie x in reservaatsgebiedSOVON Stichting vogelonderzoek NederlandVlab Laboratorium referentie (Kooyenburger grond)Vref VeldreferentieYmax maximale responsZn Zink


Bijlage 1 Inventariserend bodemonderzoek Demmerik

MonsternameBinnen het onderzoeksgebied zijn in het reservaatgebied drie en in het particulierbeheerd gebied twee oost-west georiënteerde percelen met overeenkomendevegetatie geselecteerd. Over de gehele lengte van de percelen zijn op een onderlingeafstand van circa 200 m grondmonsters verzameld. Ieder monster bestond uit eenmengmonster van vier steken (met guts 0-20 cm onder de wortellaag) verspreid overde volle noord-zuidbreedte (ca 15-50 m) van het perceel. De mengmonsters zijngeanalyseerd op lood als gidsmetaal voor de aanwezige verontreiniging. Debodemmonsters zijn verpakt in plastic zakken aan het RIKILT (WageningenUniversiteit en Researchcentrum) aangeboden ter analyse.

Figuur B1.1 Monsterplan polder Demmerik


Loodconcentraties in bodem

Tabel B1.1 Concentraties lood (Pb) in de bodem (0-20 cm) op monsterpunten in het gebied DemmerikMonsterpunt N W % DS % OS pH water pH KCl Pb mg/kg

D1-0 A1 468,538 124,928 42,6 45,1 5,98 5,3 941D1-200 A2 468,589 124,681 37,1 49,5 6,8 6,29 806D1-400 A3 468,596 124,525 38,4 48,6 6,99 6,5 1041D1-600 A4 468,593 124,347 35,8 54 7,36 6,98 505D1-750 A5 468,522 124,176 41,8 45,2 6,79 6,33 761

D2-0 B1 468,849 125,110 41,3 45,6 5,91 5,34 1428D2-200 B2 468,865 124,920 40,9 43,1 5,98 5,38 1017D2-400 B3 468,862 124,700 39 49,2 7 6,67 1052D2-600 B4 468,804 124,510 42 44,4 5,95 5,33 988D2-800 B5 468,785 124,343 36,9 49 6,07 5,41 530D2-1000 B6 468,713 124,145 38,9 44,4 5,99 5,32 1147

D3-0 C1 468,998 125,026 41,7 41,7 5,68 5,07 723D3-200 C2 469,045 124,849 46,4 38,6 5,46 4,85 834D3-400 C3 468,999 124,592 41,8 42,3 7,45 7,03 599D3-600 C4 468,941 124,436 42,7 45 5,75 5,15 1059

D3-800 C5 468,886 124,269 48,3 41,7 5,32 4,67 806D3-950 C6 468,856 124,115 48,2 41,7 5,58 4,92 1209

D4A-0 D1 467,884 124,813 45,4 42,3 5,88 5,26 683D4A-250 D2 468,013 124,556 42,6 41,8 5,78 5,24 817D4A-500 D3 468,013 124,277 40,4 46,1 5,8 5,23 830D4A-750 D4 468,039 124,089 41,2 46 5,69 5,12 1062D4A-1000 D5 468,067 123,832 52 40,2 5,48 4,81 535

D4B-10 E1 467,869 124,827 43,1 42,5 5,62 5,05 866D4B-250 E2 467,936 124,581 43,3 42,3 5,82 5,21 1043D4B-500 E3 467,987 124,343 41,9 43,6 5,81 5,21 1052D4B-750 E4 468,008 124,084 41,7 42,9 5,72 5,15 1222D4B-1000 E5 468,033 123,826 39,3 46,4 5,81 5,1 469

D5-25 F1 467,607 126,617 55,6 31,8 5,75 4,97 203D5-75 F2 467,613 126,557 53,3 33,3 5,73 4,97 246D5-125 F3 467,619 126,497 52,9 35,6 6,18 5,4 245D5-175 F4 467,624 126,434 53,5 35,9 5,56 4,71 147


Bijlage 2 Concentraties verontreinigingen op veldlocaties

Analyses ALTERRA

Tabel B2.1 Concentraties zware metalen in grond (en in poriewater) (in mg/kg ds) op veldlocatiesn R1 R2 R3 R4 P1 P2 P3 Vref

As 0-20pw

21

-<20

-<20

17,5(1,5)<20

-<20

15,5(1,5)<20

19,0(0,0)<20

21,5(4,5)<20

16,0(1,0)<20

Cd 0-100-20pw

421

1,1±0,07-0,6

2,0±0,06-3,2

1,5±0,30,6(0,1)1,4

2,9±0,3-2,4

1,2±0,031,0(0,2)2,1

1,0±0,61,3(0,0)3,6

1,2±0,71,4(0,0)2,7

0,9±0,10,7(0,05)<1,1

Cr 0-20pw

21

-4,0

-3,4

30(0)4,0

-3,4

54(11)5,6

44(0)5,4

40(3)4,8

67(6)3,8

Cu 0-100-20pw

421

108±20-216

247±28-250

158±16260(50)206

165±17-364

278±79165(45)113

63±3165(5)165

118±20285(15)212

141±1752(1)123

Hg 0-20pw

21

-<1,0

-<1,0

3,1(1,0)<1,0

-<1,0

7,8(0,4)<1,0

2,9(0,2)<1,0

3,5(0,05)<1,0

0,4(0,04)<1,0

Ni 0-20pw

21

-4

-43

23(0,5)10

-19

35(5)205

26(1)191

29(4)38

39(2)65

Pb 0-100-20pw

421

471±61-<7,8

821±90-<7,8

672±49925(25)<7,8

923±76-<7,8

1126±108495(75)<7,8

181±59840(20)<7,8

476±831020(80)<7,8

681±184105(5)<7,8

Zn 0-100-20pw

421

399±53-313

414±36-1831

315±8265(45)1306

612±159-1608

607±23390(100)1651

181±12395(35)1691

280±22535(5)2010

363±36155(5)867

NB. ± standaarddeviatie bij n=4; () afwijking van twee meetwaarden van gemiddelde bij n=2.

Tabel B2.2 Concentraties polycyclische aromatische koolwaterstoffen in gond (in mg/kg ds) op veldlocatiesr1 r2 r3 r4 p1 p2 p3 Vref

Naf 0-20 2 0,06(0) <0,01 <0,01 <0,01 0,02(0) 0,01(0,002)

0,09(0,02)

<0,01

Fen 0-20 2 2,5(0,0) 0,2(0,05) 0,3(0,2) 0,4(0,06) 0,8(0,02) 0,3(0,03) 1,1(0,6) 0,08(0,01)Ant 0-20 2 0,27(0,03 0,04(0,01 0,07(0,05 0,07(0,01 0,16(0,02 0,03(0,01 0,27(0,2) 0,13(0,002)Flut 0-20 2 5,1(1,0) 0,6(0,1) 0,8(0,4) 0,9(0,06) 2,1(0,2) 1,0(0,1) 1,7(0,4) 0,2(0,03)BaA 0-20 2 1,9(0,4) 0,3(0,1) 0,4(0,2) 0,5(0,1) 1,0(0,1) 0,4(0,02) 0,8(0,2) 0,1(0,01)Chr 0-20 2 2,6(0,5) 0,4(0,1) 0,5(0,3) 0,6(0,2) 1,3(0,2) 0,6(0,01) 1,0(0,1) 0,1(0,02)BkF 0-20 2 1,0(0,2) 0,2(0,06) 0,2(0,1) 0,3(0,06) 0,6(0,1) 0,3(0,0) 0,4(0,05) 0,07(0,01)BaP 0-20 2 2,2(0,4) 0,4(0,1) 0,4(0,2) 0,7(0,2) 1,2(0,3) 0,5(0,005 0,8(0,05) 0,1(0,01)BghiP 0-20 2 1,4(0,2) 0,3(0,1) 0,3(0,1) 0,6(0,2) 0,9(0,2) 0,4(0,01) 0,6(0,0) 0,1(0,01)I123P 0-20 2 1,8(0,3) 0,4(0,1) 0,4(0,1) 0,6(0,2) 1,0(0,2) 0,5(0,01) 0,7(0,1) 0,1(0,02)

10PAK1 0-20 2 17,5(4,5) 3,0(0,8) 3,5(1,6) 4,5(1,0) 8,8(1,2) 4,1(0,1) 7,3(1,7) 1,0(0,1)1 10PAK = Σ 10 PAK van VROM

Analyses RIVM

Door het RIVM zijn onafhankelijk van Alterra analyses van de gronden uitgevoerd,Analyses zijn uitgevoerd op monsters van een diepte van 0 tot 10 cm onder dewortellaag, De monsters zijn verzameld op de hoekpunten van de kwadranten vooronderzoek naar de bodemfauna, Onderstaande tabel geeft de gevonden concentratiesaan zware metalen (gemiddelden en standaarddeviaties) op de locaties.


Tabel B2.3 Concentraties zware metalen in grond in mg kg -1, (analyses RIVM) gebaseerd op gemiddelden vanvier monsters, sd geeft de standaard deviatieLocatie Cd Sd Cu sd Pb sd Zn sdP1 1,19 0,03 279,7 79,2 1125,8 108,0 606,9 23,3P2 1,05 0,60 63,16 2,97 181,1 58,8 180,9 11,6P3 1,24 0,65 118,5 19,6 476,1 83,2 280,1 22,3S1 1,14 0,07 108,0 19,6 470,6 60,7 399,2 52,5S2 1,95 0,36 247,4 28,2 820,7 89,9 414,0 35,7S3 1,53 0,30 156,7 16,4 672,0 48,7 315,5 7,7S4 2,94 0,28 165,0 17,3 923,5 75,7 612,8 158,8


Bijlage 3 Concentraties verontreinigingen in bioassaygronden

Door het bedrijfslaboratorium voor gronden gewasonderzoek Blgg te Oosterbeekzijn de concentraties PAK en zware metalen bepaald in de grond die gebruikt is voorde bioassays. Hiervoor is uit de voor de bioassays gehomogeniseerde en gezeefdegrondvoorraad van elk van de acht onderzoekslocaties (incl. de referentielocatiebuiten het toemaakdekgebied) een monster genomen en geanalyseerd.

Drooggewicht

Tabel B3.1 Concentraties zware metalen in gond en in poriewater (in mg/kg ds) voor bioassaysR1 R2 R3 R4 P1 P2 P3 Lref

As GrondPw

12<20

21<20

18<20

18<20

12<20

15<20

18<20

<10<20

Cd GrondPw

1,00,6

1,33,2

1,31,4

1,52,4

0,92,1

1,53,6

1,52,7

<0,4<1,1

Cr GrondPw

214,0

323,4

264,0

343,4

425,6

415,4

334,8

103,8

Cu GrondPw

93216

260250

190206

190364

100113

150165

1700212

13123

Hg GrondPw

0,8<1,0

3,1<1,0

2,9<1,0

6,4<1,0

1,0<1,0

2,6<1,0

3,1<1,0

<0,1<1,0

Ni GrondPw

254

2643

2010

2919

32205

25191

2438

<565

Pb GrondPw

290<7,8

750<7,8

840<7,8

830<7,8

360<7,8

710<7,8

950<7,8

12<7,8

Zn GrondPw

430313

3801831

3001306

4701608

2801651

4101691

6302010

25867

Tabel B3.2 Concentraties polycyclische aromatische koolwaterstoffen in gond (in mg/kg ds) voor bioassaysr1 r2 r3 r4 p1 p2 p3 Lref

Naf 0,10 0,02 0,02 0,03 0,03 0,02 0,04 <0,01Fen 3,4 0,9 0,8 0,6 0,8 0,3 0,5 0,03Ant 0,6 0,2 0,2 0,1 0,1 0,03 0,1 <0,005Flut 8,8 1,6 1,7 1,4 2,3 0,9 1,3 0,05BaA 3,2 0,7 0,7 0,6 1,0 0,4 0,6 0,02Chr 4,5 0,8 1,0 0,9 1,4 0,6 0,9 0,04BkF 1,7 0,3 0,4 0,4 0,6 0,3 0,4 0,02BaP 4,2 0,7 0,8 0,8 1,3 0,5 0,8 0,03BghiP 2,8 0,5 0,5 0,6 0,8 0,4 0,6 0,02I123P 3,3 0,7 0,7 0,4 1,2 0,5 0,8 0,04

10PAK 33,0 6,4 6,8 5,7 9,6 3,8 6,0 0,3

Natgewicht

Tabel B3.3 Concentraties zware metalen in veldvochtige bodem (in mg/kg bodem natgewicht)DS Cd Cr Cu Ni Pb Zn Hg As

% m/m ds

R4 44,9 0,7 15,3 85,3 13,0 372,7 211,0 2,9 8,1R1 46,9 0,5 9,8 43,6 11,7 136,0 201,7 0,4 5,6R2 58,6 0,8 18,8 152,4 15,2 439,5 222,7 1,8 12,3R3 60,1 0,8 15,6 114,2 12,0 504,8 180,3 1,7 10,8P2 46,1 0,7 18,9 69,2 11,5 327,3 189,0 1,2 6,9P1 61,1 0,6 25,7 61,1 19,6 220,0 171,1 0,6 7,3P3 48,1 0,7 15,9 817,7 11,5 457,0 303,0 1,5 8,7Vr 54,6 0,4 32,8 33,9 20,2 65,5 92,8 0,2 9,8Lr 99,0 9,9 12,9 11,9 24,8


Tabel B3.4 Concentraties zware metalen in extraheerbaar bodemvocht (in µg/kg bodem natgewicht)Poriewater (l/kgbodem)

Cd Cr Cu Ni Pb Zn Hg As

R4 0,57 1,3 1,9 206,4 10,6 nd 911,5 nd ndR1 0,56 0,3 2,2 120,0 2,1 nd 173,9 nd ndR2 0,42 1,4 1,4 104,8 18,1 nd 768,5 nd ndR3 0,41 0,6 1,7 84,9 4,1 nd 537,5 nd ndP2 0,55 2,0 3,0 90,8 105,5 nd 932,7 nd ndP1 0,40 0,8 2,3 45,4 82,0 nd 661,8 nd ndP3 0,52 1,4 2,5 111,2 19,9 nd 1052,4 nd ndVr 0,46 nd 1,8 57,2 30,2 nd 403,0 nd ndLr 0,08 nd 0,2 7,4 nd nd 18,3 nd nd

Tabel B3.5 Percentage van verontreinigingen aanwezig in extraheerbaar poriewater [(concentratie in extraheerbaarbodemvocht/ concentratie in natte bodem)*100%]

Cd Cr Cu Ni Pb Zn Hg As

R4 0,20 0,01 0,24 0,08 nd 0,43 nd ndR1 0,07 0,02 0,28 0,02 nd 0,09 nd ndR2 0,18 0,01 0,07 0,12 nd 0,35 nd ndR3 0,07 0,01 0,07 0,03 nd 0,30 nd ndP2 0,29 0,02 0,13 0,92 nd 0,49 nd ndP1 0,15 0,01 0,07 0,42 nd 0,39 nd ndP3 0,19 0,02 0,01 0,17 nd 0,35 nd ndVr Nd 0,01 0,17 0,15 nd 0,43 nd nd

Gemiddeld 0,2 0,01 0,1 0,2 nd 0,4 nd ndStan.dev. 0,1 0,01 0,1 0,3 nd 0,1 nd nd


Bijlage 4 Concentraties in wormen

Van de wormen verzameld op de veldlocaties, en van de wormen uit de bioassayswaarin de groei bepaald is zijn de concentraties aan zware metalen en PAK bepaald.Hiertoe zijn de wormen voor het invriezen 48 uur gehongerd om de in de darmaanwezige grond uit te laten scheiden. Vervolgens zijn de wormen gespoeld metdemiwater en ingevroren (-20°C) en gevriesdroogd. Voor de PAK-bepaling is eendeel van ieder gevriesdroogd monster geëxtraheerd d.m.v. soxlet met hexaan. Dehexaan is weggedampt met stikstofgas. De restfractie is gewogen voor de bepalingvan het vetgehalte. De restfractie is vervolgens opgelost in ACN en geanalyseerd opPAK mbv. HPLC. Voor de analyse van zware metalen is een deel van iedergevrieddroogd monster behandeld met koningswater (HCl en HNO3) bij 165°C. Hetdestruaat is gemeten m.b.v. ICP-AES.

Tabel B4.1 Concentraties zware metalen in regenwormen uit veldlocaties (in mg/kg ds)Loc soort Versgew. DS % Cd Cr Cu Ni Pb Zn As HgR4 A. cal 5,64 16,10 6,1 4,3 27,2 2,7 92 1079 5,0 1,29

A. chl 2,22 19,92 5,2 6,4 7,1 4,4 111 555 < 1 1,08L.rub 5,61 15,31 4,2 7,2 32,4 4,4 83 687 < 1 0,82

R1 A. cal 16,45 15,71 7,5 2,3 26,7 1,5 62 872 < 1 0,88A. chl 5,98 19,30 4,6 4,0 10,8 4,4 48 422 2,9 0,67L.rub 7,33 15,32 4,9 3,9 28,4 2,1 44 1230 < 1 0,37

R2 A. cal 16,44 16,49 8,3 4,7 22,2 2,4 77 1098 < 1 1,05A. chl 9,45 18,99 8,8 2,3 11,3 1,6 108 595 2,7 1,02L.rub 4,61 15,33 6,8 5,7 31,8 3,4 99 1238 < 1 0,68

R3 A. cal 9,42 15,89 7,4 4,1 22,0 3,8 37 1062 < 1 0,95A. chl 5,06 19,36 7,4 2,6 12,0 2,9 77 453 3,2 0,91L.rub 4,21 15,50 5,4 4,7 24,2 2,8 53 1141 < 1 0,46

P2 A. cal 11,72 15,83 5,3 4,8 45,7 2,9 93 730 3,2 0,77A. chl 3,92 19,46 3,3 16,5 12,1 16,0 68 467 9,0 0,73L.rub 4,19 16,09 5,2 15,9 29,3 5,8 90 1118 < 1 0,53

P1 A. cal 10,35 14,83 5,7 8,3 23,6 5,0 102 778 3,3 0,74A. chl 2,28 20,15 3,7 3,9 8,6 3,3 51 430 10,2 0,79L.rub 9,10 15,47 4,1 7,8 29,2 4,6 56 827 < 1 0,40

P3 A. cal 8,67 16,12 9,3 4,7 36,9 2,8 225 729 9,6 1,52A. chl 1,47 17,58 3,7 13,0 14,2 9,7 115 498 < 1 1,18L.rub 3,38 14,79 6,2 12,9 33,1 10,5 128 1082 < 1 0,90

Vr A. cal 34,01 16,62 5,4 18,3 12,7 9,0 19 782 1,8 0,67A. chl 15,63 18,54 2,8 2,1 8,8 2,1 12 323 3,4 0,54L.rub 18,14 15,75 3,0 2,6 16,5 2,3 18 551 < 1 0,25


Bijlage 5 Doelsoorten

Tabel B5.1 Doelsoorten (vogels, zoogdieren) behorende bij gewenste natuurdoeltypen (Bal95)Natuurdoeltype Doelsoort

vogelsDoelsoortzoogdieren

Zoet watergemeenschap Dodaars, grauwe gans, ijsvogel,kleine plevier, kluut, krooneend,kwak, lepelaar, oeverzwaluw,ooievaar, pijlstaart, purperreiger,slobeend, tureluur, visdief,watersnip, zomertaling, zwartestern

Franjestaart, mopsvleermuis, otter,waterspitsmuis

Brak watergemeenschap Bontbekplevier, dodaars, grauwegans, ijsvogel, kluut, krooneend,kwak, lepelaar, oeverzwaluw,ooievaar, pijlstaart, slobeend,tureluur, visdief, watersnip,zomertaling

Mopsvleermuis, otter,waterspitsmuis

Bloemrijk grasland Blauwe kiekendief, geelgors,grauwe gans, grauwe gors, grauwekiekendief, grauwe klawier,grutto,kemphaan, kerkuil, kwartelkoning,oeverzwaluw, ooievaar, paapje,patrijs, roodborsttapuit, steenuil,torenvalk, tureluur, velduil, zwartestern

Franjestaart, noordse woelmuis

Nat schraalgrasland Blauwe kiekendief, grauwe gans,grutto, kemphaan, kluut, kwak,kwartelkoning, noordse stern,oeverzwaluw, ooievaar, paapje,pijlstaart, porseleinhoen,purperreiger, slobeend, steenuil,torenvalk, tureluur, velduil, visdief,watersnip, zomertaling, zwartestern

Franjestaart, noordse woelmuis,waterspitsmuis

Rietland en ruigte Baardmannetje, blauwborst,blauwe kiekendief, dodaars, grauwegans, grauwe kiekendief, grotekarekiet, krooneend, kwak,kwartelkoning, lepelaar, ,oeverzwaluw, ooievaar, pijlstaart,porseleinhoen, purperreiger,rietzanger, roerdomp, slobeend,snor, velduil, visdief, waterral,watersnip, woudaapje, zomertaling,zwarte stern

Noordse woelmuis, otter,waterspitsmuis


Bijlage 6 Broedvogels

Tabel B6.1 Broedvogels in De Ronde Venen (bron Sovon, 1999)Soort Rode lijst Gemiddelde dichtheid broedgevallen in De Ronde

Venen (broedparen per 100 hectare)Fuut Nee 1,10Ooievaar Ja 0,18Knobbelzwaan Nee 1,87Grauwe gans Nee 0,03Nijlgans Nee 0,11Bergeend Nee 0,08krakeend Nee 0,49Wintertaling Nee 0,04Wilde eend Nee 6,60Soepeend Nee 0,31Zomertaling Ja 0,36Slobeend Nee 2,29Kuifeend Nee 0,40Sperwer Nee 0,01Torenvalk Nee 0,16Boomvalk Nee 0,05Patrijs Ja 0,06Kwartel Nee 0,16Fazant Nee 1,42Waterhoen Nee 2,14Meerkoet Nee 5,03Scholekster Nee 6,51Kieviet Nee 17,05Watersnip Ja 0,35Grutto Ja 14,78Wulp nee 0,79Tureluur Ja 246Zwarte stern Ja 0,47Holenduif Nee 0,47Houtduif Nee 2,79Turksetortel Nee 0,40Koekoek Nee 0,51Bosuil Nee 0,12Ransuil Nee 0,13Groenespecht Ja 0,06Grotebonte specht Nee 0,54Kleine bonte specht Nee 0,01Veldleeuwerik Nee 3,65Boerenzwaluw Nee 0,08Graspieper Nee 1,31Gele Kwikstaart Nee 0,45Witte kwikstaart Nee 0,31Winterkoining Nee 4,61Heggemus Nee 1,35Roodborst Nee 0,18Nachtegaal Nee 0,01Blauwborst Nee 0,25Gekraagde Roodstaart Nee 0,01Merel Nee 5,59Zanglijster Nee 0,85Grote lijster nee 0,17Snor Ja 0,08Rietzanger Ja 0,95Bosrietzanger Nee 1,41Kleine Karekiet Nee 5,07Grote Karekiet Nee 0,08Spotvogel Nee 0,72Braamsluiper Nee 0,04Grasmus Nee 0,03Tuinfluiter Nee 1,86Zwartkop Nee 2,13Fluiter Nee 0,01Tjiftjaf Nee 3,63Fitis Nee 2,50


Soort Rode lijst Gemiddelde dichtheid broedgevallen in De RondeVenen (broedparen per 100 hectare)

Goudhaantje Nee 0,01Grauwe Vliegenvanger Nee 0,46Bonte Vliegenvanger Nee 0,03Staartmees Nee 0,38Matkop Nee 0,09Pimpelmees Nee 2,69Koolmees Nee 4,29Boomklever Nee 0,07Boomkruiper Nee 0,99Wielewaal Nee 2Vlaamse Gaai Nee 0,56Ekster Nee 1,13Kauw Nee 0,15Roek Nee 0,90Zwarte Kraai Nee 0,99Spreeuw Nee 2,45Huismus Nee 1,47Ringelmus Nee 0,47Vink Nee 1,79Groenling Nee 0,88Putter Nee 0,46Rietgors Nee 1,35Tellingen zijn niet verricht in het gehele gebied. Tellingen in atlas blokken 31-14,15,25,26,32,33,34,43,en 45. Waarden zijn gemiddelden over meerdere jaren.


Bijlage 7 Zoogdieren


Tabel B7.1 Zoogdieren in de Ronde Venen en hun voedselrelaties.Soort Biotoop eisen Rode lijst &

Voorkomen inNederland

Voorkomen in RondeVenen

AR voedsel

EgelErinaceus europaeusL. 1758

voldoende voedsel en schuilgelegenheid voorwinterslaap

neealgemeen

ruime verspreiding <T slakken, wormen, insecten, kleinezoogdieren, vruchten, bessen enpaddestoelen

BosspitsmuisSorex araneusL. 1758

hoog grondwater-peil. neealgemeen

ruime verspreiding <T wormen, pissebedden en slakken

DwergspitsmuisSorex minutusL. 1766

Zeldzaam in uitgestrekt bos en polder gebieden.In het polderland in de ruigte vegetaties (riet enmoerasbosjes) rondom watergangen en plassen(Mostert, 1989).

neealgemeen

zeldzaam 6 uurhokken

<T kevers, spinnen, hooiwagens eninsectenlarven

HuisspitsmuisCrocidura russula(Hermann, 1780)

komt niet voor in uitgestrekte weidegebiedenmoerassen en vochtige terreinen.

neealgemeen

zeldzaamslechts in een uurhok

<T wormen, insecten, pissebedden enslakken

WaterspitsmuisNeomys fodiens(Pennant, 1711)

stelt hoge biotoop eisen, enkel mesotrofeomstandig-heden

ja zeldzaam slechts 3uurhokken aan randen vanhet gebied

<T insecten en hun larven, slakken, visen kikkers

MolTalpa europaeaL., 1758

cultuurvolger graslanden met pH > 4.4, lagegrond waterstand in winter en goede bemesting

neealgemeen

algemeen <T wormen (m.n. Lumbricus terrestis),insecten en hun larven, spinnen,slakken, nestjongen van kleinezoogdieren

VosVulpes vulpes(L. 1758)

half open landschap met voldoende dekking enmogelijkheden holen te graven voor de jongen

neealgemeenzeldzaam inopen gebieden(polders)

3 uurhokken >T vruchten, paddestoelen,regenwormen, kevers, amfibieën,reptielen, vogels, knaagdieren,haasachtigen


Tabel B7.1. Vervolg (1).BunzingMustela putoriusL. 1758

voldoende dekking en water in deomgeving

neelichte afname agv mechanisatielandbouw

50% van deuurhokken

>T afhankelijke van aanbod: konijnen,ratten, muizen, spitsmuizen enmollen, vogels reptielen, amfibieën eninsecten

Amerikaanse nertsMustela visonSchreber, 1777

dichte vegetatie nabij water neeontsnapt uit pelsfokkerij geen levens-vatbare populatie in Nederland

4 uurhokken >T vis amfibieën,zoetwaterkreeftenschelpdieren,zoogdieren, vogels en insecten

OtterLutra lutraL.,1758

bergbeken, kleine en grote rivieren,laagveen gebieden, zeeklei gebieden metkreken

jain Nederland uitgestorven soort.Laatste exemplaar dood gevonden in1988.

tot in 1962gesignaleerdin hetUtrechts-Hollandselaagveengebied (o.a. in deRondeVenen)

>T vissen, rivierkreeften, krabben,kikkers, watervogels kleinezoogdieren

ReeCapreolus capreolusL., 1758

Gecombineerd loofbos en open terrein.In Nederland ook in duinen en openpolderland, hoewel afwezig in de poldersinN-Holland en Z-Holland.

neealgemeen

slechts intweeuurhokkenaanwezig

>T licht verteerbaar plantaardigmateriaal: knoppen, kruiden, jongetwijgen

Rosse woelmuisClethrionomys glareolusSchreber, 1780

loof-naaldbos, heggen houtwallen enaangrenzend grasland.

neealgemeen

8 uurhokken <T groene plantendelen, zaden eninsecten in het voortplantings-seizoen

WoelratArvicola terrestrisL., 1758

oevers met dichte vegetatie en stilstaandof langzaam stromend water, graslanden,akkers met hakvruchten, tuinen enboomgaarden.

neealgemeen

algemeen <T groene plantendelen, vruchten

MuskusratOndatra zibethicusL., 1766

sloten met constant waterpeil, helder zoeten niet of nauwelijks stromend

neeexoot ingevoerd met pelsdierfokkerij.Levensvatbare populaties in NederlandWordt bestreden ter bescherming vanoevers en taluds van water-keringen.

algemeen >T lisdodde, riet, biezen en bieten


Tabel B7.1. Vervolg (2).AardmuisMicrotus agrestisL., 1761

kleinschalige landschapselementen, bijvoorkeur onbegraasd, ruig grasland, kapvlaktenen andere begroeide open plekken in bossen,bosranden, grienden, hoogveen enmoerasvegetatie

nee algemeen 3 uurhokken <T stengels, bladeren, bast, zadenen vruchten en insecten

VeldmuisMicrotus arvlisPallas, 1779

open cultuurland-schap niet te nat neealgemeen

7 uurhokken <T grassen en zaden

Noordse woelmuisMicrotus oeconomusPallas, 1776

vochtige, natte gebieden met dichte vegetatie ja 3 uurhokken <T riet, zeggen, biezen en anderegroene plantedelen

DwergmuisMicrotus minutusPallas, 1771

hoge ruige gras, zegge en rietvegetaties, heggenen kruidlaag van bossen

neealgemeen

algemeen <T zaden en insecten.

BosmuisApodemus sylvaticusL., 1758.

bossen, struwelen, hagen, tuinen, akkers,weilanden en ruigten

neealgemeen

50% van deuurhokken

<T insecten, zaden en vruchten

Bruine RatRattus norvegicusBerkenhout, 1769

in vrije natuur alleen in waterrijke gebieden metzachte winters

neeexoot maar al vanaf middel-eeuwen inNederland aanwezigalgemeen maar afgenomen in aantal.

commensaal <T m.n. vegetarisch granen, zadenook vlees, vis en eieren.

HuismusMus domesticusRutty, 1772

kan in vrije natuur overleven neealgemeen

commensaal <T zaden en granen en insecten

HaasLepus europaeusPallas, 1778

open en halfopen cultuurland neealgemeen

6 uurhokken >T grassen

KonijnOryctolagus cuniculusL. 1758

halfopen landschappen, met mogelijkheden omholen te graven

neealgemeenexoot ingevoerd in middeleeuwen viakloosters.

6 uurhokken >T grassen en kruiden, bast enwortels.


Tabel B7.1. Vervolg (3).BaardvleermuisMyotis mystacinusKuhl, 1817;Brandt’s vleermuisMyotis brandtiiEversmann, 1845

zoals de meeste vleermuizen openparklandschapmaar ook steden

jagevoelige soort

Gegevens verzameld overbeide moeilijk te onder-scheiden soorten2 uurhokken aan rand vangebied

>T vliegende insecten

FranjestaartMyotis nattereriKuhl, 1871

boom-bewonende soort, afhankelijk vanoude bossen

ja kwetsbaarzeer zeldzaam

een uurhok rand vangebied


WatervleermuisMyotis daubentoniiKuhl, 1817

gebieden met meren, vijvers bredewaterwegen, bomen zijn noodzakelijk voorde kraamkolonies

neeeen der algemeenstevleermuis-soorten. In aantaltoegenomen

2 uurhokken aan rand vangebied


MeervleermuisMyotis dasycnemeBoie, 1825

open water neezeldzaam

in een uurhok in centrumvan gebied


DwergvleermuisPipistrellus pipistrellusSchreber, 1774

Gebouwen-bewonende cultuurvolger neetalrijk.

8 uurhokken >T vliegende insecten

Ruige dwergvleermuisPipistrellus nathusiiKeyserling & Blasius,1839

bosgebieden nabijheid van waterOverwinteren in tegenstelling tot demeeste andere soorten niet in grotten,ijskelders en gebouwen maar in stapelshout (houtopslag, brandhout)

neeniet zeldzaam

3 uurhokken aan randgebied



Tabel B7.1. Vervolg (4).Rosse vleermuisNyctalus noctulaSchreber, 1774

oude bossen neezeldzaam

een uurhok aan randgebied

>T insecten op grote hoogte

LaatvliegerEptesicus serotinusSchreber, 1774

open landschap met landschapselementen neevrij algemeen

9 uurhokken >T grote insecten, kevers en vlinders

GrootoorvleermuisPlecotus auritusL. 1758

parkachtig landschap neezeldzaam

in een atlasblok aan randgebied

>T spinnen en insecten in vlucht en vanvegetatie (bomen

Veel vleermuissoorten overwinteren in grotten (mergelgroeven Zuid-Limburg) dit maakt tellingen mogelijk. Vleermuissoorten zijn achteruit gegaan in aantallen als gevolg van kwantiteit en kwaliteit voedsel. Gebruik van PCB en insectenbestrijdingsmiddelen leidenm.n. tijdens de winterslaap tot verhoogde sterfte, deze stoffen worden opgeslagen in het vetweefsel dat in de winter gebruikt wordt. Toename bemesting en afwezigheid grote insecten (Siepel, 1990). Watervleermuis juist in aantal toegenomen door eutrofiëring water(Daan, 1980). Zie verdwijnen lintvormige elementen proefschrift Verboom).

Ecologische risico's van bodemverontreinigingen in toemaakdek in ...

Documents

Transcript of Ecologische risico's van bodemverontreinigingen in toemaakdek in ...